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Technische Universität Berlin
Reinhard Eberle
Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung im
Automobilbau
Berlin 2000
D 83
Schriftenreihe B − Fahrzeugtechnik −
des Institutes für Straßenund Schienenverkehr
Im Institut für Straßen- und Schienenverkehr
der Technischen Universität Berlin
sind folgende Fachgebiete vertreten:
Betriebssysteme
elektrischer Eisenbahnen:
Prof. Dr.-Ing. Peter Mnich
Integrierte Fertigungsplanung:
N.N.
Kraftfahrwesen:
Prof. Dr.-Ing. Hans-Peter Willumeit
Kraftfahrzeuge:
Prof. em. Dr.-Ing. Hermann Appel
Schienenfahrwege und Bahnbetrieb:
Prof. Dr.-Ing. Jürgen Siegmann
Schienenfahrzeuge:
Prof. Dr.-Ing. Markus Hecht
Straßenplanung und
Straßenverkehrstechnik:
N.N.
Verkehrswirtschaft und
Verkehrspolitik:
Prof. Dr.rer.pol. G. Wolfgang Heinze
Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung im Automobilbau
vorgelegt von
Diplom-Ingenieur
Reinhard Eberle
Vom Fachbereich 10 − Verkehrswesen und Angewandte Mechanik
der Technischen Universität Berlin
zur Erlangung des akademischen Grades
Doktor der Ingenieurwissenschaften
− Dr.-Ing. −
genehmigte Dissertation
Promotionsausschuß:
Vorsitzender:
Prof. Dr. rer. pol. Wolfgang Heinze
Berichter:
Prof. Dr. rer. nat. Volker Schindler
Berichter:
Prof. em. Dr.-Ing. Hermann Appel
Berichter:
Prof. Dr.-Ing. Dr.-Ing. E. h. Hans-Hermann Braess
TU Dresden, TU München
Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 28. August 2000
Berlin 2000
D 83
VORWORT
Die vorliegende Arbeit entstand im Rahmen einer Kooperation zwischen dem Institut für Straßen- und Schienenverkehr, Fachgebiet Kraftfahrzeuge, der Technischen Universität Berlin und
der Abteilung „Recycling“ der BMW Group. Meinem „Doktorvater“, dem emeritierten Leiter
des obigen Fachgebietes, Herrn Prof. em. Dr.-Ing. Appel, möchte ich an dieser Stelle herzlich
dafür danken, daß er diese interdisziplinär angelegte Arbeit stets mit sehr viel Engagement und
Idealismus begleitet hat. Die mit ihm geführten Diskussionen, seine Anregungen und Lösungsvorschläge aber auch der wissenschaftliche Freiraum den er mir bei der Erstellung der Arbeit
eingeräumt hat, waren wesentliche Faktoren, die zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen haben. Herrn Prof. Dr.-Ing. Dr.-Ing. E. h. Braess, dem ehemaligen Leiter des Bereichs Wissenschaft und Forschung der BMW Group, gilt mein besonderer Dank für das der Arbeit entgegengebrachte Interesse und seine Denkanstöße. Für die entgegenkommende Übernahme eines
weiteren Gutachtens danke ich Herrn Prof. Dr. rer. nat. Schindler. Zudem möchte ich einen
weiteren Dank an den Vorsitzenden des Promotionsausschusses, Herrn Prof. Dr. rer. pol.
Heinze, richten.
Den Leitern der Abteilung „Recycling“ im Hause BMW, Herrn Pöttinger und seinem Nachfolger Herrn Fried, danke ich für die weitsichtige organisatorische Unterstützung, mit der sie die
Umsetzung verschiedener fundamentaler Projekte dieser Arbeit erst ermöglichten. Weiterhin
möchte ich mich bei allen Mitarbeitern dieser Abteilung bedanken. Insbesondere meinem
„Bilanzierungskollegen“ Herrn Laaff danke ich für die vertiefenden fachlichen Diskussionen
sowie für seine entgegengebrachte Motivation in schwierigen Stunden. Desweiteren gilt mein
Dank dem Team von Herrn Weppert (Leiter Fahrzeugprüfstände) für die Unterstützung bei den
empirischen Verbrauchsmessungen sowie Herrn Keller, für den Beitrag, den er durch die Verbrauchs- und Fahrleistungssimulationen im Rahmen seiner Diplomarbeit geleistet hat. Bei der
ganzheitlichen Bilanzierung von Antriebsalternativen haben mich Fr. Dr. Wolf und Hr. Geier
(beide Abt. Verkehr und Umwelt) sowie Hr. Strobl (Leiter alternative Antriebssystementwicklung), Hr. Dr. Schueers (Leiter Wasserstoffmotorenentwicklung) und Herr Heitzer (Erdgasfahrzeugentwicklung) maßgeblich unterstützt, wofür ich Ihnen herzlich danken möchte.
Ein besonderer Dank gilt Herrn Dr. Saur und Herrn Stichling von der Fa. Product Engineering
sowie den Herren Baitz, Betz, Faltenbacher und Schöch vom Institut für Kunststoffprüfung der
Universität Stuttgart für die unermüdliche Unterstützung bei allen Fragen ums Thema
„ganzheitliche Bilanzierung“. Desweiteren sei allen nicht namentlich Erwähnten gedankt, die
zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen haben. Last but not least möchte ich aber auch meinen
Geschwistern Birgit und Dr. Victor Eberle für die Korrektur der Arbeit sowie meiner Freundin
Eveline Somers für die fortdauernde „moralische Unterstützung“ danken. Meinen Eltern, die
mir meine akademische Ausbildung ermöglicht haben und mein Promotionsvorhaben mit großem Interesse verfolgt haben, sei diese Arbeit gewidmet.
München, im August 2000
Reinhard Lorenz Eberle
Dipl.-Ing. Reinhard Eberle
Abstract
„Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung im Automobilbau“
Im Rahmen dieser Arbeit wird eine Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung im Automobilbau entwickelt. Mit dieser lassen sich sowohl die ökologischen als auch ökonomischen Auswirkungen von Automobilen bzw. Automobilbauteilen über ihren gesamten Lebenszyklus, d.h.
von der Herstellung über die Nutzung bis hin zur Verwertung analysieren. Einen wesentlichen
Einfluß auf das Ergebnis einer vergleichenden ganzheitlichen Bauteilbilanzierung übt der durch
Leichtbau zu erzielende Minderverbrauch aus. In einem empirisch am Rollenprüfstand validierten Ansatz werden hierzu Kraftstoffeinsparungskoeffizienten mit dem BMWFahrleistungs- und -Verbrauchssimulationsprogramm FALKE berechnet. Diese zeigen einen
Wertebereich zwischen 0,34 und 0,48 l/(100 kg · 100 kmNEFZ) für benzinbetriebene und 0,29
und 0,33 l/(100 kg · 100 kmNEFZ) für dieselbetriebene Fahrzeuge der Mittel- und Oberklasse
auf.
Auf Basis der beschriebenen Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung von Automobilbauteilen werden die Werkstoffvarianten Stahl, Edelstahl und Aluminium einer Rohkarosserie der
Fahrzeugoberklasse im Hinblick auf ihr Potential zur Verbesserung der Umweltverträglichkeit
untersucht. Aufgrund der zugrundegelegten hohen Gewichtseinsparung schneidet die Aluminiumkarosserie − mit Ausnahme des Ressourcenabbaus − in fast allen Umweltkategorien besser
ab als die Stahlvarianten. Zwischen der stahlund edelstahlintensiven Karosserievariante läßt
sich aus gesamtökologischer Sicht keine eindeutige Priorisierung vornehmen.
In einer weiteren Bilanzierung werden die verbrennungsmotorisch betriebenen Antriebsalternativen Benzin-, Diesel-, LNG- und LH2-Antrieb bewertet. Es zeigt sich, daß der LNG-Antrieb
aufgrund des hohen Wirkungsgrades der LNG-Bereitstellung zukünftig mit dem Dieselantrieb
vergleichbare Energieaufwendungen verursacht und auf Seiten der treibhausrelevanten Emissionen unter allen fossilen Kraftstoff-Fahrzeug-Kombinationen am günstigsten abschneidet.
Beim LH2-Antrieb kommt es hingegen darauf an, wie der flüssige Wasserstoff erzeugt wird.
Während bei einer Bereitstellung des LH2 aus Erdgas via Steamreformer bzw. aus teilweise
fossilem und nuklearem Strom über Elektrolyse keine Entlastung der Umwelt erreicht werden
kann, lassen sich mit LH2, das aus regerativer Wasser- und Windkraft sowie aus Solarthermie
gewonnen wird, in allen Umweltkategorien enorme Entlastungen erzielen.
Abschließend wird ein Modell zur Berechnung einer energetisch optimierten Nutzungsdauer
von Automobilen aufgestellt. Bei einem Bilanzzeitraum von 48 Jahren erweist sich eine
16jährige Fahrzeugnutzung unter energetischen Aspekten als am günstigsten. Durch die Erhöhung der Jahresfahrleistung von 15 000 km auf 30 000 bzw. 50 000 km verschiebt sich dieses
Optimum zu Nutzungsdauern von 12 bzw. 8 Jahren.
INHALTSVERZEICHNIS
I
INHALTSVERZEICHNIS
1 EINLEITUNG ______________________________________________________ 1
1.1 Ausgangssituation ______________________________________________________________________ 1
1.2 Stand der Ökobilanzierung in der Automobilindustrie ________________________________________ 4
1.3 Zielsetzung der Arbeit __________________________________________________________________ 5
1.4 Schwerpunkte bei der Methodikentwicklung ________________________________________________ 6
2 GRUNDLAGEN DER ÖKOBILANZIERUNG______________________________ 8
2.1 Historische Entwicklung_________________________________________________________________ 8
2.2 Grundsätze produktbezogener Ökobilanzen _______________________________________________ 10
2.3 Stand der Normierungsaktivitäten _______________________________________________________ 12
2.4 Gesetzliche Regelungen ________________________________________________________________ 15
3 METHODIK ZUR ÖKOLOGISCHEN BILANZIERUNG VON
AUTOMOBILBAUTEILEN_____________________________________________ 17
3.1 Definition von Bilanzierungsziel und Untersuchungsrahmen __________________________________ 17
3.2 Sachbilanz − Grundlagen der Systemmodellierung __________________________________________ 20
3.2.1 Systemtheorie _____________________________________________________________________ 20
3.2.2 Produktsystem _____________________________________________________________________ 21
3.2.3 Prozeßkettenanalyse ________________________________________________________________ 23
3.2.4 Allokationen ______________________________________________________________________ 25
3.2.4.1 Multi-System-Prozesse __________________________________________________________ 25
3.2.4.2 Recyclingprozesse ______________________________________________________________ 28
3.2.5 Stoff- und Energiebilanz _____________________________________________________________ 31
3.3 Wirkungsabschätzung _________________________________________________________________ 34
3.3.1 Kumulierter Energieaufwand _________________________________________________________ 35
3.3.2 Ressourcenabbau ___________________________________________________________________ 37
3.3.3 Treibhauspotential __________________________________________________________________ 38
3.3.4 Stratosphärisches Ozonabbaupotential __________________________________________________ 39
INHALTSVERZEICHNIS
II
3.3.5 Versauerungspotential _______________________________________________________________ 40
3.3.6 Eutrophierungspotential _____________________________________________________________ 41
3.3.7 Photochemisches Oxidantienbildungspotential ____________________________________________ 42
3.3.8 Toxizitätspotential __________________________________________________________________ 43
3.4 Auswertung __________________________________________________________________________ 45
3.4.1 Normierung _______________________________________________________________________ 45
3.4.2 Bewertung ________________________________________________________________________ 47
3.4.3 Unsicherheitsbetrachtung ____________________________________________________________ 48
4 LEBENSZYKLUSMODELLIERUNG VON AUTOMOBILBAUTEILEN _________ 49
4.1 Modellierung der Herstellungsphase______________________________________________________ 49
4.2 Modellierung der Nutzungsphase ________________________________________________________ 51
4.2.1 Gewichtsinduzierter Kraftstoffminderverbrauch ___________________________________________ 51
4.2.1.1 Theoretische Grundlagen der Kraftstoffverbrauchsberechnung eines Pkw ___________________ 53
4.2.1.2 Ermittlung des Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten − Vorgehensweise _________________ 58
4.2.1.3 Einfluß des Fahrzeuggewichts auf Verbrauch und Fahrleistungen _________________________ 58
4.2.1.4 Einfluß der Achsübersetzung auf Verbrauch und Fahrleistungen __________________________ 60
4.2.1.5 Einfluß des translatorischen Fahrzeuggewichts auf den Verbrauch bei Anpassung der
Achsübersetzung______________________________________________________________________ 62
4.2.1.6 Einfluß sekundärer Leichtbaueffekte auf den Kraftstoffminderverbrauch____________________ 67
4.2.1.7 Relative Kraftstoffeinsparung − Grenzwertbetrachtungen________________________________ 68
4.2.1.8 Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten verschiedener Fahrzeuge ________________________ 70
4.2.1.9 Minderverbrauchsabschätzung zukünftiger Fahrzeuge __________________________________ 71
4.2.1.10 Empirische Validierung des Simulationsprogrammes FALKE____________________________ 72
4.2.2 Emissionsverhalten von Kraftfahrzeugen ________________________________________________ 73
4.2.3 Zuordnung von Verbrauch und Emissionen zu einem Bauteil ________________________________ 75
4.2.3.1 Kraftstoffallokation _____________________________________________________________ 75
4.2.3.2 Emissionsallokation_____________________________________________________________ 76
4.3 Modellierung der Verwertungs- bzw. Entsorgungsphase _____________________________________ 76
4.3.1 Stoffliches Recycling________________________________________________________________ 78
4.3.1.1 Formen stofflichen Recyclings ____________________________________________________ 78
4.3.1.2 Methodische Bewertung der Sekundärstoffe im Closed-Loop ____________________________ 80
4.3.1.3 Methodische Bewertung der Sekundärstoffe im Open-Loop______________________________ 83
4.3.2 Thermische Verwertung _____________________________________________________________ 91
4.3.3 Entsorgung _______________________________________________________________________ 92
INHALTSVERZEICHNIS
III
5 ÖKOLOGISCH-ÖKONOMISCH EFFIZIENTE BAUTEILENTWICKLUNG ______ 93
5.1 Lebenszykluskostenrechnung ____________________________________________________________ 94
5.1.1 Herstellungskosten _________________________________________________________________ 95
5.1.2 Nutzungskosten ____________________________________________________________________ 95
5.1.3 Verwertungs- bzw. Entsorgungskosten __________________________________________________ 98
5.2 Kosteneffiziente Realisierung von Umweltzielen ____________________________________________ 99
5.2.1 Herleitung der ökologischen Kostenfunktion ____________________________________________ 100
5.2.2 Effiziente Verteilung von Umweltzielen auf Leichtbau und Antrieb __________________________ 101
5.2.3 Effiziente Verteilung von Umweltzielen zwischen verschiedenen Baureihen____________________ 102
5.2.4 Innerbetriebliches Zertifikatewesen____________________________________________________ 103
5.3 Integration ganzheitlicher Bilanzierungen in den Produktentwicklungsprozeß __________________ 104
6 GANZHEITLICHER VERGLEICH DER ROHKAROSSERIEVARIANTEN STAHL,
EDELSTAHL UND ALUMINIUM _______________________________________ 108
6.1 Bilanzierungsumfang und Systemgrenzen ________________________________________________ 108
6.2 Sachbilanz __________________________________________________________________________ 109
6.2.1 Herstellungs- und Verwertungsphase __________________________________________________ 109
6.2.1.1 Stahlblechherstellung und -verwertung _____________________________________________ 110
6.2.1.2 Edelstahlblechherstellung und -verwertung__________________________________________ 111
6.2.1.3 Aluminiumblechherstellung und -verwertung ________________________________________ 113
6.2.1.4 Stahlkleinteilherstellung und -verwertung ___________________________________________ 114
6.2.2 Nutzungsphase ___________________________________________________________________ 115
6.3 Wirkungsabschätzung ________________________________________________________________ 115
6.3.1 Kumulierter Energieaufwand ________________________________________________________ 116
6.3.2 Ressourcenabbau __________________________________________________________________ 117
6.3.3 Treibhauspotential _________________________________________________________________ 118
6.3.4 Versauerungspotential ______________________________________________________________ 118
6.3.5 Eutrophierungspotential ____________________________________________________________ 119
6.3.6 Photochemisches Oxidantienbildungspotential ___________________________________________ 120
6.4 Auswertung _________________________________________________________________________ 120
6.4.1 Normierung ______________________________________________________________________ 120
6.4.2 Diskursive ökologische Bewertung ____________________________________________________ 121
6.5 Lebenszykluskostenrechnung __________________________________________________________ 122
INHALTSVERZEICHNIS
IV
7 GANZHEITLICHER VERGLEICH DER VERBRENNUNGSMOTORISCHEN
ANTRIEBSALTERNATIVEN BENZIN, DIESEL, FLÜSSIGERDGAS UND
FLÜSSIGWASSERSTOFF ___________________________________________ 123
7.1 Bilanzierungsumfang und Systemgrenzen ________________________________________________ 123
7.2 Sachbilanz __________________________________________________________________________ 125
7.2.1 Entwicklungsstand der Erdgas- und Wasserstoffantriebstechnik für Pkw_______________________ 125
7.2.2 Szenarien des Fahrzeugantriebs ______________________________________________________ 126
7.2.2.1 Verbrauchsszenarien der Antriebsalternativen _______________________________________ 126
7.2.2.2 Emissionsszenarien der Antriebsalternativen ________________________________________ 131
7.2.3 Szenarien der Energieträgerbereitstellung _______________________________________________ 132
7.2.3.1 Konventioneller Benzin- und Dieselkraftstoff ________________________________________ 133
7.2.3.2 Flüssigerdgas (LNG) ___________________________________________________________ 134
7.2.2.3 Flüssigwasserstoff (LH2) ________________________________________________________ 136
7.3 Wirkungsabschätzung ________________________________________________________________ 142
7.3.1 Kumulierter nichtregenerativer und regenerativer Energieaufwand ___________________________ 142
7.3.2 Kumulierter nichtregenerativer Energieaufwand__________________________________________ 143
7.3.3 Ressourcenabbau __________________________________________________________________ 145
7.3.4 Treibhauspotential _________________________________________________________________ 147
7.3.5 Versauerungspotential ______________________________________________________________ 148
7.3.6 Eutrophierungspotential ____________________________________________________________ 150
7.3.7 Photochemisches Oxidantienbildungspotential ___________________________________________ 151
7.4 Lebenszykluskostenrechnung __________________________________________________________ 153
7.5 Auswertung _________________________________________________________________________ 154
8 ÖKOLOGISCH OPTIMIERTE FAHRZEUGLEBENSDAUER _______________ 156
8.1 Modell zur Berechnung der optimierten Fahrzeuglebensdauer _______________________________ 158
8.2 Opt. Lebensdauer bei Variation der Herstellungsparameter _________________________________ 160
8.3 Opt. Lebensdauer bei Variation der Nutzungsparameter ____________________________________ 161
8.4 Opt. Lebensdauer bei Variation der Verwertungsparameter _________________________________ 163
8.5 Opt. Lebensdauer bei Kombination verschiedener Parameter ________________________________ 165
8.6 Opt. Lebensdauer bei Variation des Bilanzzeitraumes ______________________________________ 166
9 ZUSAMMENFASSUNG UND AUSBLICK______________________________ 168
INHALTSVERZEICHNIS
V
ANHANG _________________________________________________________ 173
A 1 Methoden der Wirkungsabschätzung und Bewertung im Vergleich __________________________ 173
A 1.1 Methode der kritischen Belastungsmengen (MKB)_______________________________________ 173
A 1.2 Methode der ökologischen Knappheiten (MÖK) ________________________________________ 174
A 1.3 Materialintensität pro Serviceeinheit (MIPS) ___________________________________________ 175
A 1.4 Integrated Substance Chain Management (ISCM) _______________________________________ 176
A 1.5 Äquivalenzwert-Methode (CML-Methode)_____________________________________________ 178
A 1.6 Schadenfunktions-Methode (Eco-Indicator) ____________________________________________ 179
A 1.7 Environmental Priority Strategy System (EPS-System) ___________________________________ 181
A 1.8 Bewertungsproblematik____________________________________________________________ 183
A 1.9 Vergleich der Methoden ___________________________________________________________ 185
A 2 Charakterisierungsfaktoren zur Wirkungsabschätzung ____________________________________ 187
A 2.1 Weltvorräte energetischer und mineralischer Rohstoffe ___________________________________ 187
A 2.2 Treibhauspotentiale und atmosphärische Lebensdauern ___________________________________ 188
A 2.3 Ozonabbaupotentiale halogenierter Kohlenwasserstoffe ___________________________________ 189
A 2.4 Berechnung des Versauerungspotentiales verschiedener Substanzen _________________________ 190
A 2.5 Berechnung des Eutrophierungspotentiales verschiedener Substanzen ________________________ 190
A 2.6 Photochemische Ozonbildungspotentiale ______________________________________________ 191
A 3 Leichtbauinduzierter Kraftstoffminderverbrauch ________________________________________ 192
A 3.1 Technische Daten des Versuchsfahrzeuges BMW 528i E39 (5M Getriebe) ____________________ 192
A 3.2 Fahrzyklen ______________________________________________________________________ 193
A 3.2.1 Neuer Europäischer Fahrzyklus mit zugrunde liegenden Schwungmassenklassen____________ 193
A 3.2.2 Kundennahes Fahrprofil verbrauchsoptimiert________________________________________ 194
A 3.2.3 Kundennahes Fahrprofil sportlich_________________________________________________ 195
A 3.3 Simulation von Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen___________________________________ 195
A 3.3.1 Simulationsprogramm FALKE ___________________________________________________ 195
A 3.3.2 Simulationsergebnisse BMW 528i ________________________________________________ 197
A 3.3.3 Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten von BMW Fahrzeugen ________________________ 198
A 3.4 Empirische Validierung des Simulationsprogrammes FALKE ______________________________ 198
A 3.4.1 Rollenprüfstand ______________________________________________________________ 198
A 3.4.2 Coast-Down-Messungen________________________________________________________ 199
A 3.4.3 Meß- und Regelungstechnik _____________________________________________________ 200
A 4 Ganzheitlicher Vergleich von Rohkarosserievarianten _____________________________________ 203
A 4.1 Beispiel einer Sachbilanz − Herstellungsphase der Stahlkarosserie __________________________ 203
A 4.2 Verfahrensablauf Stahlblecherzeugung über Hochofen-Route ______________________________ 205
A 4.3 Verfahrensablauf Stahlblecherzeugung über Elektroofen-Route_____________________________ 206
A 4.4 Verfahrensablauf Edelstahlblecherzeugung über Elektroofen-Route _________________________ 207
INHALTSVERZEICHNIS
VI
A 4.5 Verfahrensablauf Aluminiumblecherzeugung ___________________________________________ 208
A 4.5.1 Primäraluminiumherstellung Import-Mix 1994 ______________________________________ 208
A 4.5.2 Aluminiumwalzblechherstellung _________________________________________________ 209
A 5 Ganzheitlicher Vergleich von Antriebsalternativen ________________________________________ 210
A 5.1 Prozeßbeschreibungen der Benzin- und Dieselbereitstellung _______________________________ 210
A 5.1.1 Erdölexploration und -förderung _________________________________________________ 210
A 5.1.2 Erdölraffination ______________________________________________________________ 210
A 5.2 Prozeßbeschreibungen der LNG-Bereitstellung _________________________________________ 211
A 5.2.1 Erdgasbereitstellung Importmix BRD _____________________________________________ 211
A 5.2.2 Erdgasbereitstellung Algerien ___________________________________________________ 211
A 5.2.3 Erdgasverflüssiger ____________________________________________________________ 212
A 5.2.4 Kombiniertes GuD-Erdgaskraftwerk ______________________________________________ 213
A 5.2.5 LNG-Hochseetanker __________________________________________________________ 213
A 5.2.6 LNG-Tanklastkraftwagen ______________________________________________________ 215
A 5.2.7 LNG-Tankstelle ______________________________________________________________ 215
A 5.3 Prozeßbeschreibungen der LH 2-Bereitstellung __________________________________________ 215
A 5.3.1 Erdgas-Steamreformer _________________________________________________________ 215
A 5.3.2 Strommix Deutschland, Kanada, Island und Norwegen _______________________________ 216
A 5.3.3 Windkraftwerk_______________________________________________________________ 217
A 5.3.4 Wasserkraftwerk _____________________________________________________________ 217
A 5.3.5 Solarthermiekraftwerk _________________________________________________________ 218
A 5.3.6 Hochspannungs-Gleichstrom-Übertragung (HGÜ) ___________________________________ 219
A 5.3.7 Wasserelektrolyse (inkl. Verdichtung) ____________________________________________ 220
A 5.3.8 Wasserstoffverflüssiger ________________________________________________________ 220
A 5.3.9 LH2-Hochseetanker ___________________________________________________________ 221
A 5.3.10 LH2-Tanklastzug _____________________________________________________________ 222
A 5.3.11 LH2-Tankstelle_______________________________________________________________ 223
LITERATURVERZEICHNIS __________________________________________ 224
ABKÜRZUNGS- UND FORMELZEICHENVERZEICHNIS ___________________ 244
„Es ist nicht genug, daß man
verstehe, der Natur Daumenschrauben anzulegen; man
muß sie auch verstehen können, wenn sie aussagt.“
Arthur Schoppenhauer
KAPITEL 1: EINLEITUNG
SEITE 1
1
EINLEITUNG
1.1
Ausgangssituation
Die fortschreitende Massenmotorisierung, d.h. die immer größer werdende individuelle Mobilität aller Bevölkerungsschichten, stellt eines der Fundamente unserer Wohlstandsgesellschaft
dar. Die große Akzeptanz dieser durch das Automobil gekennzeichneten Verkehrsform zur
Raumüberwindung und Integration vernetzter, räumlicher, dynamischer Systeme bzw. Gesellschaften leitet sich aus dem hohen Maß an Flexibilität hinsichtlich Reisezeit und Reiseziel sowie Unabhängigkeit von öffentlichen Verkehrsmitteln ab. Nicht zuletzt trägt aber auch die Erfüllung erhöhter Komfortansprüche ebenso zur Attraktivität dieses Verkehrsmittels bei, wie die
relativ geringen variablen Transportkosten, insbesondere bei hohem Besetzungsgrad des Pkw
[APPEL 92/1; LARSSON 93].
Die mit dem wirtschaftlichen Aufschwung der westlichen Industrienationen einhergehende
gesteigerte volkswirtschaftliche Kaufkraft hat gleichermaßen dazu beigetragen, daß sowohl der
Pkw-Bestand als auch die Fahrleistungen in den hochindustrialisierten Ländern einen enormen
Zuwachs erfahren haben (Bild 1.1). Fahrleistungen und Bruttosozialprodukt der Industrieländer
haben sich dabei nahezu proportional zueinander entwickelt [BRAESS 91].
700
Verkehrsleistungen
40000
35000
600
Pkw-Bestand
30000
500
25000
400
20000
300
15000
200
Fahrleistungen
100
10000
5000
1966
1968
1970
1972
1974
1976
1978
1980
1982
1984
1986
1988
1990
1992
1994
1996
1998
0
1958
1960
1962
1964
0
Pkw-Bestand [1000 Fzg.]
45000
800
1950
1952
1954
1956
Verkehrsleistungen [Mrd. Pkm]
Fahrleistungen [Mrd. km]
Verkehrsentwicklung BRD 1950 - 1999
Bild 1.1: Entwicklung von Fahr- und Verkehrsleistungen sowie Bestand von Pkw in der Bundesrepublik Deutschland (ab 1991 neue Bundesländer berücksichtigt) [VIZ 92; VIZ 99]
Vor diesem Hintergrund und bei Berücksichtigung des zu erwartenden weiteren rapiden Anstieges des Pkw-Bestandes der bevölkerungsstarken industriellen Schwellenländer in Fernost
SEITE 2
und Lateinamerika (derzeitiger Bestand dort ca. 1-3 Pkw/100 Einwohner im Vergleich zu ca.
50 Pkw/100 Einwohner in Europa und USA [GAßNER 94]) wird die Stellung des Automobils
vermehrt auch unter kritischen Gesichtspunkten gesehen. Verkehrskollaps, Treibhauseffekt,
Ozonloch, Smog, Waldsterben und Verschwendung fossiler Energievorräte sind nur einige
Schlagwörter, die immer häufiger in der teilweise stark emotional aufgeheizten öffentlichen
Diskussion den unabstreitbaren Vorteilen des automobilen Individualverkehrs entgegengesetzt
werden.
Während sich die Automobilentwicklung in der Vergangenheit überwiegend technischen und
ökonomischen Fragestellungen gegenübersah, sind zukünftige automobile Verkehrskonzeptionen deshalb verstärkt auch an den umweltpolitischen, aber auch sozioökonomischen Erfordernissen im Sinne einer übergreifenden, stark interdisziplinär orientierten Gesamtbetrachtung
auszurichten (siehe Bild 1.2). Die Entwicklung solcher ganzheitlicher Ansätze erfordert dabei
aufgrund der komplexen Zusammenhänge und oftmals konfliktären Zielbeziehungen
[BRAESS 98] nicht nur quantitative Detailergebnisse, sondern vielmehr auch kausal-analytische,
qualitative Diagnosen und konzeptionelle Synthesen [APPEL 92/2].
Ressourcen
Rahmenbedingungen
Umwelt
Technologie
Produktion, F&E
Industrie
Policy
Gesetzgebung
Normative
Verkehrssystem
Verkehrstechnik
Modal-Split
Kultur, Lebensstil
Gesellschaftsordnung
Nutzerverhalten
Automobil
Produktausprägung
Konzepte, Technik
Ökonomie
Wirtschaftsform
Infrastruktur
Wettbewerb
Internationalisierung
Zielwerte
Bild 1.2: Einflußparameter zukünftiger automobiler Verkehrskonzeptionen [APPEL 92/2]
Konzentriert man die Diskussion auf die ökologische Dimension des Automobilverkehrs aus
fahrzeugtechnischer Sicht, so lassen sich daraus die in Bild 1.3 dargestellten Einflußfaktoren
zur Steigerung der Umweltverträglichkeit des automobilen Individualverkehrs ableiten
[KRÄMER 95; MENNE 95; NEUßER 95; REITZLE 93; SEIFFERT 95/1].
SEITE 3
Aerodynamik
Rollwiderstand
Telematik
Fahrzeuggewicht
Alternative Antr.
Motorkonzept
Abgasnachbeh.
Nebenaggregate
Schwungnutzkonz.
Getriebekonzept
Bild 1.3: Fahrzeugtechnische Einflußfaktoren zur Steigerung der Umweltverträglichkeit
Die Bemühungen zur Verringerung des Kraftstoffbedarfes und der Schadstoffemissionen haben
sich bisher überwiegend auf die Optimierung der Nutzungsphase der Fahrzeuge bezogen. Dabei
wurden die ökologischen Wechselwirkungen, die mit der Herstellung oder dem Recycling bzw.
der Entsorgung eines Fahrzeuges einhergehen, größtenteils außer acht gelassen. Insbesondere
vor dem Hintergrund eines im Vergleich zum Anstieg der Fahrleistungen stärker wachsenden
Fahrzeugbestands (Bild 1.1) [LARSSON 93; TEUFEL 95] und bei Beachtung des zunehmenden
Einsatzes energieintensiver Leichtbauwerkstoffe (Aluminium, Magnesium [FUCHS 93;
ROBBERSTAD 94]) sowie ökologisch umstrittener Kunststoffe (Recyclingquote bisher < 20 %
[CLAUSIUS 95]) scheint diese Vereinfachung aber nicht mehr länger zulässig zu sein (Bild 1.4).
1990
Nichteisenmetalle
Aluminium
3%
5%
Kunststoffe
10%
Sonst.
15%
2000
Stahl
67%
Nichteisenmetalle
Aluminium 3%
7%
Kunststoffe
15%
Stahl
60%
Sonst.
15%
Bild 1.4: Materialanteil im durchschnittlichen Pkw (BRD; Angaben in Gew.-%) [POHL 92]
Als geeignetes Instrument zur ganzheitlichen und lebenswegbezogenen Beurteilung der Umweltverträglichkeit von Produkten hat sich die Ökobilanzierung erwiesen. Die vergleichende
Bilanzierung von Fahrzeug- bzw. Bauteilalternativen erlaubt es somit, ökologische Aspekte
bereits während der Fahrzeugkonzeptionsphase zu berücksichtigen und kann damit im Sinne
eines nachhaltigen Wirtschaftens einen entscheidenden Beitrag zur Verbesserung der Umweltverträglichkeit zukünftiger Fahrzeuggenerationen leisten.
1.2
SEITE 4
Stand der Ökobilanzierung in der Automobilindustrie
Ganzheitliche Betrachtungen finden derzeit zunehmend Einzug in die europäische Automobilentwicklung [EYERER 96/1]. Die Bilanzierungen beziehen sich dabei überwiegend auf den
ökologischen Vergleich von Karosseriebauteilen. Ziel ist es i.a., die Frage zu beantworten, ob
die i.d.R. höheren ökologischen Aufwendungen zur Herstellung von Leichtbauteilen gegenüber
konventionell aus Stahl gefertigten Bauteilen durch die Minderaufwendungen der Nutzungsund eventuell der Verwertungsphase kompensiert werden. Die Herstellungsphase der Bauteile
wird dabei − auf Basis der Rohstoff-, Energie- und Emissionsdaten − von der Werkstoffgewinnung und -weiterverarbeitung bis hin zur Bauteilfertigung bilanziert.
In der Nutzungsphase werden die Energieverbräuche der leichteren Alternativbauteile über den
Ansatz von Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten berechnet sowie die zugehörigen Rohstoffverbräuche und Emissionen ermittelt. Die Minderverbrauchskoeffizienten differieren zum
Teil erheblich, so reicht die Spannweite bei Ottomotorfahrzeugen von 0,25 - 0,35 bei DaimlerChrysler [KANIUT 1995] bis 0,5 - 0,6 l/(100 kg · 100 km) bei Audi [SCHÄPER 97/1; HALDENWANGER
94]. Von Seiten der Aluminiumindustrie werden mit Werten bis zu 1,0 l/(100 kg ·
100 km) sogar noch weitaus höhere Kraftstoffeinsparungen propagiert [AICHINGER 95]. Die
absoluten Einsparungen werden über durchschnittliche Fahrzeuglaufleistungen zwischen
150 000 (VW Golf [SCHWEIMER 96]) und 300 000 km (Audi A8 [SCHÄPER 96]) errechnet.
Die Verwertungs- bzw. Entsorgungsphase der Fahrzeugbauteile wird seitens der Fahrzeughersteller meist außer acht gelassen (BMW [FRANZE 97]) oder nur bis zum Shredder − bei Entsorgung − bzw. bis zur Bereitstellung eines Sekundär-Grundwerkstoffs − im Falle des Recyclings − bilanziert (DC [KANIUT 96], FIAT [LEVIZZARI 96], VW [SCHWEIMER 96]). Andere
Hersteller, wie Audi [SCHÄPER 97/2], verweisen indirekt auf das Recyclingpotential energieintensiv hergestellter Materialien, indem sie bereits die Herstellungsphase sowohl auf Basis primärer als auch sekundärer Materialgewinnung bilanzieren. Eine konkrete Zuordnung der zukünftigen ökologischen Einsparungsmöglichkeiten durch das Recycling, im Sinne einer ökologischen Gutschrift auf den Automobillebenszyklus, unterbleibt jedoch.
Eine Abschätzung der potentiellen Umweltauswirkungen erfolgt teilweise nur anhand der kumulierten Energieaufwendungen und Stoffstrombilanzen (z.B. VW [SCHWEIMER 96]) bzw.
beschränkt sich auf wenige umweltrelevante Faktoren. So zieht DC für die Beurteilung der
SEITE 5
Umweltverträglichkeit noch den Treibhauseffekt heran [KANIUT 96], während BMW zusätzlich
den Ressourcenverbrauch berücksichtigt [FRANZE 97] bzw. Audi das Versauerungspotential
erfaßt [SCHÄPER 96]. Mit Ausnahme der bei Volvo angewandten monetär bewertenden Bilanzierungsmethodik Environmental Priority Strategy [LOUIS 97/1] unterbleibt bei allen anderen
Automobilherstellern eine abschließende methodische Bewertung der einzelnen Umwelteffekte
untereinander.
1.3
Zielsetzung der Arbeit
Ziel dieser Arbeit ist es, eine nach wissenschaftlichen Gesichtspunkten optimierte Methodik zu
entwickeln, mit der sowohl die ökologischen als auch ökonomischen Auswirkungen von Automobilen bzw. Automobilbauteilen über ihren gesamten Lebenszyklus, d.h. von der Herstellung über die Nutzung bis hin zur Verwertung, im Sinne einer ganzheitlichen Betrachtung differenziert quantifiziert und bewertet werden können. Die Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung im Automobilbau unterstützt dabei die interne Entscheidungsfindung im Fahrzeugentwicklungsprozeß. Bereits in der Konzeptionsphase läßt sich somit die Umweltverträglichkeit
verschiedener Fahrzeug- bzw. Bauteilalternativen beurteilen, wodurch im Sinne eines präventiven Umweltschutzes eine nachhaltige ökologische Verbesserung zukünftiger Automobile ermöglicht wird.
Zur Beschreibung der von den Fahrzeugen bzw. Fahrzeugbauteilen ausgehenden Umweltschädigungspotentiale wird sich die Methodik einerseits an den neuesten wissenschaftlichen Erkenntnissen im Bereich der Ökosystemmodellierung orientieren. Basierend auf der Evaluierung
verschiedener Ökobilanzierungsverfahren wird hierzu ein „Best Practice“-Ansatz erarbeitet, der
die positiven Elemente der verschiedenen Methoden zusammenführen wird. Andererseits werden neue Ansätze entwickelt, mit denen die fahrzeugspezifischen Stoff- und Energieströme der
3 Lebenszyklusphasen exakter erfaßt werden können. Zudem wird ein neuartiges Verfahren
aufgezeigt, das der bislang unberücksichtigten Forderung nach betriebswirtschaftlicher Effizienz der ökologischen Optimierung im Sinne eines integrativen Ansatzes gerecht wird.
Die Praxistauglichkeit des entwickelten Ansatzes soll anhand von ausgewählten Bilanzierungsbeispielen unter Beweis gestellt werden. Zum einen sollen die ökologischen Vorteile von werkstofflich unterschiedlichen Rohkarosserievarianten ermittelt werden. Zum anderen soll am Bei-
SEITE 6
spiel des ökologischen Vergleichs der verbrennungsmotorischen Antriebsalternativen Benzin-,
Diesel-, Flüssigerdgas- und Flüssigwasserstoffantrieb die Vorgehensweise bei der ganzheitlichen Bilanzierung von Antriebsalternativen verdeutlicht werden. Hier gilt es insbesondere aufzuzeigen, ob dem Energieträger Wasserstoff das Potential zum Ausstieg aus der fossilen Energiewirtschaft zukommt und somit eine nachhaltige Entlastung der Umwelt erzielt werden kann.
Abschließend soll der Frage nachgegangen werden, ob es eine ökologisch optimierte Fahrzeuglebensdauer gibt, d.h. ob bei Berücksichtigung des technischen Fortschritts die ökologisch
sinnvolle Nutzungsdauer des Referenzfahrzeugs aufgrund der höheren Umweltverträglichkeit
eines fortschrittlicheren Substitutionsfahrzeugs geringer ist als dessen maximale technische
Lebenserwartung. Die Beantwortung dieser Fragestellung kann somit eine tendenzielle Aussage darüber liefern, ob es aus ökologischer Sicht überhaupt Sinn macht, die Fahrzeuge für eine
immer höhere Lebenserwartung zu konzipieren.
1.4
Schwerpunkte bei der Methodikentwicklung
Die Auseinandersetzung mit den bisher praktizierten Bilanzierungsansätzen der Automobilindustrie ergibt, daß sowohl auf Seiten der Sachbilanz als auch bei der Wirkungsabschätzung und
Bilanzbewertung noch erheblicher Entwicklungsbedarf besteht. Die thematischen Schwerpunkte im Bereich der Sachbilanz werden dabei auf der Modellierung von Kraftstoffminderverbrauchsprozessen sowie auf der Ableitung von Allokationsverfahren zur methodischen Behandlung von Mehrproduktsystemen (z.B. Koppelproduktion) und Recyclingsystemen liegen.
Als dominierender Faktor für die Gesamtbilanz hat sich der Kraftstoffverbrauch der Nutzungsphase erwiesen [BRAESS 94]. Die bisher angesetzten Kraftstoffminderverbrauchswerte zeigen
eine zu große Bandbreite auf und erwecken zudem den Eindruck, stark politisch beeinflußt zu
sein. So setzen die Fahrzeughersteller von schweren, stahlintensiv gebauten Fahrzeugen wesentlich niedrigere Werte an, als die Produzenten leichter, aluminiumintensiver Automobile.
In einem neuartigen Ansatz soll, basierend auf der Definition repräsentativer Fahrleistungen,
der Einfluß des Leichtbaus und der Achsübersetzung auf den Fahrzeugverbrauch anhand von
Rechnersimulationen ermittelt werden. In Abhängigkeit vom Fahrprofil lassen sich daraus
fahrzeugspezifische, gewichtsinduzierte Kraftstoffverbrauchsfunktionen ableiten, die über die
mathematische Beziehungen zwischen Kraftstoffverbrauch und Fahrzeuggewicht Auskunft
SEITE 7
geben. Die Auswertung der Verbrauchsfunktionen verschiedener Fahrzeuge erlaubt somit, auch
eine Aussage zu der umstrittenen Frage zu treffen, ob die Kraftstoffeinsparung bei schweren
Fahrzeugen der Oberklasse größer ist als jene kleinerer und leichter motorisierter Fahrzeuge.
Ein weiterer Schwerpunkt bei der Erstellung der Sachbilanz liegt in der methodischen Erfassung potentieller Recyclingmöglichkeiten. Die von den meisten Herstellern praktizierte Bilanzierung der Verwertungsphase bis zum Shredder vernachlässigt etwaige ökologische Minderaufwendungen bei Wieder- bzw. Weiterverwertung der energieintensiven Materialien (z.B.
Aluminium- und Magnesiumschrott) für zukünftige Produkte. In diesem Zusammenhang soll
geprüft werden, ob bzw. in welchem Ausmaß der Ansatz von Ökogutschriften zur Erfassung
dieses Recyclingpotentials zulässig ist.
Im Bereich der Wirkungsabschätzung sind weitere Umweltkategorien, wie z.B. Versauerungsund Eutrophierungspotential sowie Human- und Ökotoxizität auf deren Eignung zur möglichst
umfassenden und realitätsnahen Abbildung der Umwelt zu prüfen. Zudem soll die Bewertungsproblematik der ökologischen Bilanzierung vertieft werden und hieraus ein geeigneter
Ansatz zur Bilanzbewertung abgeleitet werden.
Bislang beziehen sich nahezu alle Automobilbilanzen auf eine statische Datenbasis ohne Berücksichtigung von statistischen Schwankungsbreiten. Die sich hieraus auf den Kilometer genau ergebenden Amortisationsstrecken erwecken dabei den vermeintlichen Eindruck einer exakt prognostizierbaren Bilanz. Es zeigt sich, daß beispielsweise geringfügige Schwankungen
des Verbrauchsreduktionskoeffizienten um ± 0,1 l/(100 kg · 100 km) die ökologische Amortisationsstrecke der Leichtbauvariante um ca. ± 25 000 km beeinflussen können (Berechnung
basierend auf [FRANZE 97]). In diesem Zusammenhang gilt es, einen pragmatischen Ansatz zur
Fehlerabschätzung bzw. -eingrenzung aufzuzeigen.
Da die Akzeptanz umweltfreundlicher Produkte in entscheidendem Maße von deren monetärer
Wettbewerbsfähigkeit abhängt, sollen auch ökonomische Betrachtungen der Lebenszykluskosten in den Life-Cycle-Ansatz mit einbezogen werden. Zudem soll in diesem Zusammenhang
ein Konzept aufgezeigt werden, mit dem sich unternehmensweit die Aktivitäten zur Entwicklung umweltfreundlicherer Produkte koordinieren und unter dem Aspekt einer bereichsübergreifenden Kosteneffizienz optimieren lassen.
KAPITEL 2: GRUNDLAGEN DER ÖKOBILANZIERUNG
2
SEITE 8
GRUNDLAGEN DER ÖKOBILANZIERUNG
Zunehmende Rohstoffverbräuche und Umweltbelastungen haben zu der Erkenntnis geführt,
daß ökonomischer und ökologischer Fortschritt nicht voneinander isoliert betrachtet werden
können, sondern notwendigerweise als eine Einheit zu verstehen sind. Eng mit diesem Gedanken verbunden ist der Begriff des Sustainable Development, dessen zugrunde liegende Philosophie des nachhaltigen und zukunftsverträglichen Wirtschaftens einen sparsamen und effizienten Umgang mit den natürlichen Ressourcen fordert. Die Bedürfnisse der heute auf der Erde
lebenden Menschen gilt es demnach so zu befriedigen, daß eine unangemessene Beeinträchtigung der Entwicklungsoptionen zukünftiger Generationen unterbleibt. Neben der ökonomischen Sustainability, die eine effiziente Allokation der knappen Güter und Ressourcen vorsieht,
wird daher auch die Forderung nach einer ökologischen Sustainability postuliert, die auf das
Einhalten der ökologischen Belastbarkeitsgrenzen sowie auf den Erhalt der natürlichen Lebensgrundlage abzielt [JISCHA 96].
2.1
Historische Entwicklung
Im folgenden soll ein kurzer Überblick über die historische Entwicklung von den ersten systemanalytischen Betrachtungen zur Beschreibung umweltrelevanter Parameter von Produkten
und Prozessen bis hin zu den Bemühungen zur Entwicklung eines international standardisierten
Ökobilanzierungsverfahrens gegeben werden (Bild 2.1).
ISO 14040 ff.
L
BI
O
K
ZI
AN
G
UN
R
E
NAGUS, Deutschland
SETAC, Standardisierungsmodell, USA-Europa
HABERSATTER, Bewertungsmethodik, ETH Zürich
g
EYERER, Ganzheitliche Bilanzierung, IKP Stuttgart
lulunng
k
c
k
i
c
Ö
i
w
ÖKOINSTITUT, Produktlinienanalyse, Freiburg
nttw
ikikeen
d
o
d
BOUSTEAD, Bilanzmethodik, Software, Open University UK
etthho
M
Me
EMPA, Bilanzmethodik, St. Gallen
BRAESS, Energiebilanzierung verschiedener Werkstoffe im Automobilbau, Porsche AG Stuttgart
COCHRAN, Energy Return Factors von Aluminium im Automobilbau, Alcoa Laboratories USA
HUNT, Ressourcen- und Umweltprofile, University of Kansas
MÜLLER-WENK, Ökologische Buchhaltung, St. Gallen
SCHÄFER, Energiebilanzierung, TU München
1973 1976 1978
1981 1985 1989 1990 1991 1992 1993
Zeit
Bild 2.1: Historische Entwicklung der Ökobilanzierungsmethodik (in Anlehnung an [EYERER 96/2])
SEITE 9
Eine der ersten systematischen Erfassungen der Umweltrelevanz von Prozessen geht auf
SCHÄFER zurück, der zu Beginn der 70er Jahre anhand energetischer Kenngrößen Prozesse
analysiert und deren Optimierungspotential aufzeigt. Etwa zeitgleich hierzu werden unmittelbar
werkstoff- und produktbezogene Untersuchungen von MÜLLER-WENK in der Schweiz und von
HUNT in den USA durchgeführt. MÜLLER-WENK entwickelt in Anlehnung an das betriebswirtschaftliche Rechnungswesen das Instrumentarium der ökologischen Buchhaltung, mit dem
Ziel, eine Vergleichbarkeit von Produkten anhand ihrer Massen- und Energieströme zu ermöglichen. HUNT stellt für Polymerwerkstoffe Betrachtungen an, die er über sogenannte Ressourcen- und Umweltprofile hinsichtlich ihrer Umweltrelevanz zu erfassen versucht [EYERER 96/2].
Vor dem Hintergrund der ersten Ölkrise gerät in den USA die energieintensive Herstellung von
Aluminium ins Blickfeld der öffentlichen Kritik. COCHRAN zeigt erstmals 1973 über die Berechnung sogenannter Energy Return Factors für den Fahrzeugsektor auf, daß der Herstellungsmehraufwand gegenüber einer konventionellen Stahlbauweise durch Energieeinsparungen
während des Fahrzeugbetriebs kompensiert werden kann [COCHRAN 73]. Untersuchungen von
BRAESS ET AL. legen in der zweiten Hälfte der 70er Jahre dar, welchen Einfluß die Werkstoffwahl auf den Gesamtenergieverbrauch verschiedener Fahrzeugkonzepte ausüben kann. Neben
der Erfassung der Herstellungs- und Nutzungsenergieverbräuche wird bereits das Potential des
stofflichen Recyclings zur Verbesserung der Energiebilanz erkannt [BRAESS 76; BRAESS 78/1].
Zur Beantwortung der teilweise kontrovers diskutierten Frage nach der ökologischen Vorteilhaftigkeit von Verpackungsmaterialien führt die Eidgenössische Materialprüfanstalt St. Gallen
(EMPA) 1978 eine Bilanzierungsmethodik ein, die neben den mit dem Produkt in Verbindung
stehenden Rohstoff- und Energieumsätzen auch die anfallenden Schad- und Reststoffe berücksichtigt. In diesem Umfeld wird erstmals der Begriff Ökobilanz verwendet, der als „objektiver
Zahlensatz über Umweltbelastungen“ eines Produktes definiert wird [EYERER 96/2].
In England entwickelt BOUSTEAD zu Beginn der 80er Jahre seine Methodik der Energiebilanzierung zu einer Ökobilanztechnik weiter, indem er auch Emissionen in sein rechnergestütztes
Bilanzierungsmodell einbezieht [KLÖPFFER 94; BOUSTEAD 90]. Am Ökoinstitut Freiburg wird
wenige Zeit später die Produktlinienanalyse entwickelt, die neben den ökologischen auch noch
ökonomische und soziale Faktoren in ihre Betrachtungen mit aufnimmt. Auch die am Institut
für Kunststoffprüfung (IKP) der Universität Stuttgart entstehende Methodik der Ganzheitlichen
SEITE 10
Bilanzierung geht durch den Einbezug technischer und wirtschaftlicher Fragestellungen über
den primär ökologischen Aussagegehalt einer Ökobilanz hinaus [ÖKOINSTITUT 87; GABI 96].
Zu Beginn der 90er Jahre setzt HABERSATTER richtungweisende Maßstäbe für die zukünftige
Methodikentwicklung, indem er erstmals Stoff- und Energieströme hinsichtlich ihrer umweltlichen Auswirkungen anhand von Belastungsindizes quantifiziert. Die jüngste Entwicklung ist
von der Schaffung weiterer Wirkungsabschätzungs- und Bewertungsansätze geprägt. Für die
systematische Erfassung der Wirkungspotentiale sind v.a. die Arbeiten der Society for Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) hervorzuheben. Bemühungen zur internationalen Standardisierung der Bilanzierungsmethodik schließen sich an [CONSOLI 93; EYERER 96/2].
2.2
Grundsätze produktbezogener Ökobilanzen
Die im Rahmen des DIN/NAGUS-Arbeitsausschusses 3 (AA 3) „Produkt-Ökobilanzen“ formulierten Grundsätze der Ökobilanzierung sehen folgende Definition und Zielbestimmung für
die produktbezogene Ökobilanz vor [NAGUS 94]:
„Ziel einer produktbezogenen Ökobilanz ist es, die mit Produkten, Prozessen und Dienstleistungen in Verbindung stehenden Beeinflussungen der Umwelt im Rahmen einer Systembetrachtung in ihrem Lebensweg unter Verwendung möglichst validierter Daten zu erfassen,
transparent aufzuarbeiten, die jeweils spezifischen Wirkungen abzuschätzen und nachvollziehbar zu bewerten. Das Vorgehen sollte dabei wissenschaftlichen Ansprüchen genügen sowie
transparent und nachvollziehbar gestaltet sein.“
Der Sinn und Zweck von Ökobilanzen wird wie folgt charakterisiert [NAGUS 94]:
„Ökobilanzen sind ein Hilfsmittel, das als Informations-, Planungs- und Zielverfolgungsinstrument eingesetzt werden kann, um die Schwachstellen im Lebensweg der Produkte1 offenzulegen, die Umwelteigenschaften von Produkten zu verbessern, mögliche Alternativen zu vergleichen und Handlungsempfehlungen, z.B. für Beschaffung, Einkauf und Entsorgung zu begründen (Optimierungs- und Vergleichsfunktion). Sie sind daher ein Hilfsmittel zur Vorbereitung umweltorientierter Entscheidungen im Kontext des Lebensweges von Produkten.“
1
Der Begriff „Produkt“ umfaßt in dieser Schrift auch Prozesse und Dienstleistungen
SEITE 11
Im angelsächsischen Sprachraum haben sich die Begriffe Life Cycle Assessment und Life Cycle
Analysis (LCA) durchgesetzt, die synonym zur Bezeichnung Ökobilanz zu verwenden sind.
Das Prozeßschema einer produktbezogenen Ökobilanz ist nach [UBA 93] und [NAGUS 94] in
die Bestandteile Zieldefinition, Sachbilanz, Wirkungsbilanz und Bilanzbewertung untergliedert.
Weitere von der SETAC im „Code of Practice“ vorgeschlagene Schritte bestehen in einer
Schwachstellen- und Optimierungsanalyse sowie in der Durchführung sogenannter Peer Reviews. D.h., daß die SETAC bei beabsichtigter Bilanzveröffentlichung das Erstellen eines Bilanzgutachtens durch einen unabhängigen Experten fordert [CONSOLI 93; ENGELFRIED 95]. Diese zusätzlichen Schritte sind im allgemeinen nicht zwingende Bestandteile einer Ökobilanz, so
daß sich das Prozeßschema einer produktbezogenen Ökobilanz wie folgt darstellt (Bild 2.2).
ZIELDEFINITION (I)
•Systembeschreibung
•Bilanzraum, -grenzen
•Interessengeleitete Zieldefinition
SACHBILANZ (II)
•Bilanzierung der Massen- und Energieströme
- im Produktlebensweg (Herstellung, Nutzung, Verwertung)
- Umweltbeeinträchtigungen als Input-Output-Ströme
•Einbeziehung qualitativer Aspekte
WIRKUNGSBILANZ (III)
BEWERTUNG (IV)
•Kanon zu betrachtender Wirkungen
•Abschätzungen der Wirkungen
nach Ergebnissen der Sachbilanz
•Prioritätensetzung
Gewichtungen unterschiedlicher
Umweltbeeinflussungen (wissenschaftlich nicht begründbar)
•Ökologische Optimierung
Bild 2.2: Prozeßschema einer produktbezogenen Ökobilanz [NAGUS 94]
Aufgabe der Zieldefinition (Goal Definition and Scoping) ist es, den Untersuchungsgegenstand
der Bilanz zu definieren und den Sinn und Zweck der Bilanzierung zu benennen. Gilt es mehrere Produkte miteinander ökologisch zu vergleichen, sollte auf deren funktionale Äquivalenz
geachtet werden. Sowohl die zeitlichen als auch räumlichen Bilanz- und Systemgrenzen sind
SEITE 12
aus Gründen der wissenschaftlichen Transparenz ebenso aufzuzeigen, wie systembeschreibende Randbedingungen anzugeben sind. In der Sachbilanz (Inventory) werden die mit dem Produkt verbundenen Stoff- und Energieströme einschließlich der Emissionen entlang des Produktlebensweges, d.h. von der Rohstofferschließung und -aufbereitung, Produktion und Weiterverarbeitung, Distribution und Transport bis hin zu Gebrauch und Verbrauch sowie Entsorgung bzw. Recycling, quantitativ erfaßt.
Gegenstand der Wirkungsbilanz (Life Cycle Impact Assessment) ist es einerseits, die in der
Sachbilanz ermittelten In- und Outputströme den potentiellen Umweltbeeinträchtigungen zuzuweisen (Classification). Andererseits gilt es, den Beitrag dieser einzelnen Sachbilanzströme
auf ausgewählte globale und regionale bzw. lokale ökologische Wirkungen, wie z.B. Treibhaus- und Versauerungspotential, anhand ihrer spezifischen Wirkungspotentiale abzuschätzen
(Characterization). In der Wirkungsbilanz findet demzufolge eine Überführung der komplexen
Einzeldaten der Sachbilanz in wenige unmittelbar umweltrelevante Größen statt.
Die Bilanzbewertung (Valuation) hat die Aufgabe, die Ergebnisse der Wirkungsbilanz auf der
Grundlage ausführlich dargestellter und nachvollziehbarer Beurteilungsmaßstäbe zu bewerten.
In der Bilanzbewertung werden die einzelnen Umweltbeeinflussungen und -wirkungen in ihrer
relativen Bedeutung zueinander gewichtet, wodurch eine Beurteilung der ökologischen Vorteilhaftigkeit der betrachteten Produktalternativen ermöglicht wird. Ferner können die gewonnenen Erkenntnisse dazu benutzt werden, ökologische Schwachstellen und Entwicklungspotentiale aufzuzeigen.
Nach dem derzeitigen Entwicklungsstand der Ökobilanzierung lassen sich sowohl die Sach- als
auch größtenteils die Wirkungsbilanz mit wissenschaftlich fundierten Methoden durchführen.
Bei der Festlegung einzelner emissionsspezifischer Wirkungspotentiale und im Bereich der
Bilanzbewertung besteht jedoch noch ein großer Vorbehalt hinsichtlich einer wissenschaftlichen Begründbarkeit [CONSOLI 93; NAGUS 94; KECK 94; FRANZE 95/1; DIENER 96].
2.3
Stand der Normierungsaktivitäten
Die wachsende Bedeutung umweltbezogener Fragestellungen und insbesondere die zunehmende Vielfalt der angewandten Methodiken zur ökologischen Bilanzierung haben dazu geführt,
SEITE 13
daß sowohl auf nationaler wie auch auf internationaler Ebene Gremien ins Leben gerufen wurden, die sich mit einer Vereinheitlichung bzw. Standardisierung der Methodik befassen.
In Deutschland wurde hierzu 1992 der Normenausschuß „Grundlagen des Umweltschutzes“
(NAGUS) im Deutschen Institut für Normung (DIN) unter Beteiligung von Vertretern aus
Wirtschaft, Wissenschaft, Verbraucherorganisationen und Umweltverbänden gegründet. Die
Aufgabe des in die 4 Arbeitsausschüsse Terminologie (AA 1), Umweltmanagement und Umweltaudit (AA 2), Produktökobilanzen (AA 3) sowie Umweltbezogene Kennzeichnung (AA 4)
untergliederten NAGUS besteht u.a. in der Erarbeitung einer deutschen Position für die internationalen Normierungsaktivitäten.
Für den Bereich der Ökobilanzierung sind die Ausschüsse Terminologie und Produktökobilanzen von Bedeutung. Der Ausschuß Terminologie beschäftigt sich mit Fragestellungen der begrifflichen Definitionen aber auch mit der Abgrenzung zu anderen Normenausschüssen. Der
Ausschuß Produktökobilanzen ist seinerseits wiederum in die Unterausschüsse Sachbilanz
(UA 1) sowie Wirkungsbilanz und Bewertung (UA 2) unterteilt. Ein wesentliches Ergebnis des
Ausschusses Produktökobilanzen stellen die in der DIN-Mitteilung 73-1994-Nr. 3 des NAGUS
veröffentlichten „Grundsätze produktbezogener Ökobilanzen“ dar, die neben Begriffsdefinitionen, Ziel- und Zweckbestimmungen sowie einem Ökobilanzierungs-Prozeßschema auch Abgrenzungen zu vergleichbaren Verfahren enthalten.
Die Arbeiten des NAGUS haben sich bisher hauptsächlich auf Grundlagendefinitionen sowie
auf Richtlinien zur Erstellung der Sachbilanz konzentriert, während zu den Themengebieten
der Wirkungsbilanz und der Bilanzbewertung nur wenige, nicht sehr konkrete Aussagen getroffen wurden [NAGUS 94; UBA 94; EYERER 96/2; KLÜPPEL 97].
Auf internationaler Ebene haben die Normierungsbemühungen 1993 zur Gründung des Technical Commitee 207 (TC) der International Standards Organisation (ISO) geführt, unter dessen
Dachorganisation alle umweltbezogenen Normierungaktivitäten zusammengefaßt sind. Die
ISO TC 207 setzt sich dabei aus den Sub Commitees (SC) Umwelt-Managementsysteme (SC 1),
Umwelt-Audit (SC 2), Umwelt-Labelling (SC 3), Umwelt-Performance (SC 4), Life Cycle Assessment (SC 5) sowie Begriffe und Definitionen (SC 6) zusammen. Wie Bild 2.3 zeigt, ist das
Sub Commitee Life Cycle Assessment weiter in die Working Groups Grundlagen (WG 1),
SEITE 14
Sachbilanz allgemein (WG 2), Sachbilanz spezifisch (WG 3), Wirkungsbilanz und Bilanzbewertung (WG 4) sowie Bilanzinterpretation (WG 5) untergliedert [AFNOR 97].
ISO TC 207 U M W ELTM A N A G EM EN T
(Sekretariat: Canada)
SC 1
SC 2
SC 3
SC 4
SC 5
SC 6
U m w eltM anagem entSystem e
U m w eltA udit
U m w eltL abelling-
U m w eltPerform ance
L ife Cycle
A ssessm ent
B egriffe &
D efinitionen
(Großbrit.)
(Niederlande)
(A ustralien)
(U SA )
(Frankreich)
(Norwegen)
WG 1
WG 2
WG 3
WG 4
WG 5
G rundlagen
Sachbilanz
allgem ein
Sachbilanz
spezifisch
W irkungsbil.
& Bew ertung
Interpretation
(USA )
(Deutschland)
(Japan)
(Schw eden)
(Frankreich)
Bild 2.3: Struktur des TC 207 Umweltmanagement der ISO [AFNOR 97]
Die Ergebnisse dieser Working Groups spiegeln sich in den ISO Normen 14040 bis 14043 wider [ISO14040 97; ISO14041 98 - ISO14043 98]. In der ISO Norm 14040 werden allgemeine
Richtlinien zur Vorgehensweise bei der Bilanzerstellung gegeben. Basierend auf umfassenden
Begriffsdefinitionen werden der strukturelle Aufbau einer Ökobilanz sowie die methodischen
Anforderungen erläutert. Die ISO Norm 14041 gibt detaillierte Richtlinien zu den Bilanzteilschritten Zieldefinition und Sachbilanz vor, während sich die erst im Entwurf vorliegenden ISO
14042 und ISO 14043 mit den Vorgehensweisen zur Erstellung der Wirkungsbilanz und der
Bilanzbewertung bzw. der Interpretation des Bilanzergebnisses befassen.
Die vorliegenden ISO Normen 14040 ff. zeigen, daß sowohl die Teilschritte der Zieldefinition
als auch der Sachbilanz in hinreichender Tiefe behandelt wurden. Insbesondere im Bereich der
Wirkungsbilanz und der Bilanzbewertung herrscht aber noch erhebliches Entwicklungspotential, wenngleich auch hier deutliche Fortschritte gegenüber den Normierungsentwürfen des deutschen NAGUS zu erkennen sind. Ziel der kommenden Jahre sollte es deshalb sein, im Rahmen
der Normierungsaktivitäten einheitliche Wirkungspotentiale vorzugeben und eine standardisierte Methodik zur Bilanzbewertung zu definieren.
2.4
SEITE 15
Gesetzliche Regelungen
Die Notwendigkeit zum schonenden Umgang mit der Umwelt hat − neben der von der Bundesregierung formulierten Verpflichtung, von 1990 bis zum Jahr 2005 die CO2-Emissionen um 25
bis 30 % zu senken [DEMEL 95] − auch auf legislativer Ebene die verschiedensten Regelungen
ins Leben gerufen, die sich dem Thema Umweltschutz annehmen. Innerhalb des bundesdeutschen Rechtsraumes existieren zwar noch keine zwingenden Vorschriften zur Erstellung von
Ökobilanzen, jedoch gibt es eine Reihe von Gesetzen, deren Forderungen nach umweltverträglichen Produkten den Einsatz des Instrumentariums der Ökobilanzierung auf indirekte Weise
begünstigen. Für die Automobilindustrie von Bedeutung sind in diesem Zusammenhang das
Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz, die Altautoverordnung, die EU-Direktive „End of Life
Vehicles“ sowie das Bundes-Immissionsschutzgesetz.
Das 1996 neu in Kraft getretene Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz (KrW-/AbfG) bezweckt
die „Förderung der Kreislaufwirtschaft zur Schonung der natürlichen Ressourcen und die Sicherung der umweltverträglichen Beseitigung“ (§ 1 KrW-/AbfG). Der zentrale Gedanke des
Gesetzes liegt in der konsequenten Durchsetzung der Produktverantwortung über den gesamten
Lebenszyklus (§ 4 KrW-/AbfG). Die von der Herstellung über die Nutzung bis zur Entsorgung
(sofern nicht vermeidbar) eines Produkts anfallenden Rückstände gilt es in den Wirtschaftskreislauf zurückzuführen. Ist dies nicht machbar, muß es das Ziel sein, möglichst keinen bzw.
wenig Abfall zu erzeugen. Einer stofflichen Verwertung dieses Abfalls ist gegenüber der Abfallbehandlung (z.B. thermische Behandlung) und letztlich der Abfallentsorgung (z.B. Deponierung) der Vorrang einzuräumen (Rangfolge: 1. Vermeiden, 2. stoffliche Verwertung, 3. Abfallbehandlung, 4. Abfallentsorgung) [FRITSCH 96; KRW-/ABFG 94].
Eine auf den Automobilsektor bezogene Konkretisierung der Produktverantwortung im Sinne
des § 22 KrW-/AbfG spiegelt sich in der, unter Federführung des Verbands der Automobilindustrie (VDA) abgegebenen, freiwilligen Selbstverpflichtung zur umweltgerechten Altautoverwertung wider. Diese umfaßt, neben dem Aufbau eines flächendeckenden Rücknahme- und
Verwertungsnetzes für Altautos und -teile, die schrittweise Reduktion bislang nicht verwertbarer Abfälle aus der Altautoentsorgung von gegenwärtig ca. 25 Gew.-% auf weniger als 15 bzw.
5 Gew.-% in den Jahren 2002 bzw. 2015. Fahrzeuge mit einem maximalen Alter von 12 Jahren
sind seitens der Automobilhersteller kostenlos zurückzunehmen, trockenzulegen und einer
Wiederverwendung (funktionsfähige Fahrzeugkomponenten) bzw. Verwertung (stoffliche vor
SEITE 16
thermischer Verwertung) zuzuführen [FSV 96]. Die Stillegung eines Fahrzeuges kann seit Inkrafttreten der Verordnung über die Überlassung und umweltverträgliche Entsorgung von Altautos (AltautoV) am 1. April 1998 nur noch mit einem Nachweis über dessen ordnungsgemäße Entsorgung (Verwertungsnachweis gemäß § 27 a [STVZO 98]) erfolgen [ALTAUTOV 97].
Eine inhaltlich über die AltautoV noch hinausgehende Festlegung von Verwertungszielen und
Entsorgungsvorschriften für Altfahrzeuge wird derzeit auf europäischer Ebene von der Direction Générale XI der EU-Kommission angestrengt (EU-Richtlinie „End of Life Vehicles“). Die
wichtigsten Forderungen liegen einerseits in der Festschreibung der Verwertungsquoten auf
mindestens 85 bzw. 95 % ab dem Jahr 2006 bzw. 2015 (thermische Verwertung dabei max. 5
bzw. 10 %) für alle ab diesem Zeitpunkt zu entsorgenden Fahrzeuge. Andererseits sind
Schwermetalle wie Blei, Quecksilber, Cadmium und ChromVI vor dem Shreddern zu entfernen.
Der Automobilhersteller hat ferner die Kosten der Fahrzeugverwertung für alle ab Juli 2002
zugelassenen Neufahrzeuge sowie ab 2007 für alle Fahrzeuge des Bestands (d.h. rückwirkend!)
zu tragen (auch bei Fahrzeugen, die älter als 12 Jahre sind) [ACEA 97; FRIED 97; ELVDIR 00].
Das Bundes-Immissionsschutzgesetz (BImSchG) regelt die Errichtung und den Betrieb von
Anlagen hinsichtlich Emissionen und Immissionen. Zweck des Gesetzes ist es, „Menschen,
Tiere und Pflanzen, den Boden, das Wasser, die Atmosphäre sowie Kultur- und sonstige Sachgüter vor schädlichen Umwelteinwirkungen ... zu schützen“ (§ 1 BImSchG). Emissionen im
Sinne dieses Gesetzes sind die von einer Anlage ausgehenden Luftverunreinigungen, Geräusche, Erschütterungen, Licht, Wärme, Strahlen und ähnliche Erscheinungen (§ 3 Abs. 2
BImSchG). Immissionen sind dagegen schädliche Umwelteinwirkungen, die nach Art, Ausmaß
oder Dauer geeignet sind, Gefahren, erhebliche Nachteile oder erhebliche Belästigungen für die
Allgemeinheit oder die Nachbarschaft herbeizuführen (§ 3 Abs. 1 BImSchG).
Der Geltungsbereich des BImSchG umfaßt explizit die Beschaffenheit, die Ausrüstung, den
Betrieb und die Prüfung von Kraftfahrzeugen und ihren Anhängern (§ 2 Abs. 3 BImSchG).
Kraftfahrzeuge und ihre Anhänger müssen nach § 38 Abs. 1 BImSchG so beschaffen sein, daß
ihre durch die Teilnahme am Verkehr verursachten Emissionen bei bestimmungsgemäßem Betrieb die zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen einzuhaltenden Grenzwerte nicht
überschreiten. Sie müssen ferner so betrieben werden, daß vermeidbare Emissionen verhindert
und unvermeidbare Emissionen auf ein Mindestmaß beschränkt bleiben [BIMSCHG 94].
KAPITEL 3:
3
ÖKOLOGISCHE BILANZIERUNG VON AUTOMOBILBAUTEILEN
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METHODIK ZUR ÖKOLOGISCHEN BILANZIERUNG VON
AUTOMOBILBAUTEILEN
Das Ziel dieses Kapitels besteht darin, eine nachvollziehbare, transparente Methodik zur ökologischen Bilanzierung von Automobilbauteilen zu entwickeln, die deren potentielle Umweltauswirkungen möglichst vollständig erfaßt und dennoch durch einen vertretbaren Bilanzierungsaufwand gekennzeichnet ist. Die Methodik wird sich dabei in der schematischen Vorgehensweise eng an das von der ISO 14040 ff. vorgegebene Gerüst anlehnen (Bild 3.1). Wo dies
mangels konkreter Vorgaben, bzw. aufgrund von methodischen Ansatzspielräumen, nicht
möglich ist, insbesondere in den Bereichen Allokation, Wirkungsabschätzung und Auswertung,
wird sich das Verfahren an den neuesten wissenschaftlichen Erkenntnissen im Bereich der
Umweltmodellierung orientieren und aus diesen einen „Best Practice“-Ansatz ableiten.
ZIELDEFINITION
Definition von:
• Bauteilalternativen
• Randbedingungen
• Systemgrenzen
ANWENDUNGEN
SACHBILANZ
Modellierung von:
• Herstellungsphase
• Nutzungsphase
• Verwertungsphase
AUSWERTUNG
• Normierung
• Bilanzbewertung
• Unsicherheitsanalyse
• Entwicklung und Ver• besserung von Produkten
• Strategische Planung
• Politische Entscheidungs• prozesse
• Marketing
• Sonstige
WIRKUNGSABSCHÄTZUNG
Umweltkategorien:
• Energieaufwand
• Ressourcenabbau
• Treibhauspot. etc.
Bild 3.1: Bestandteile einer Ökobilanz (in Anlehnung an [ISO14040 97])
3.1
Definition von Bilanzierungsziel und Untersuchungsrahmen
Zur Durchführung einer Ökobilanz sind in einem ersten Schritt das Bilanzierungsziel und der
Untersuchungsrahmen genau einzugrenzen. Die Zieldefinition (Goal Definition) dient einerseits
der genauen Beschreibung des Zweckes der Bilanzierungsstudie, umfaßt aber andererseits auch
KAPITEL 3:
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Angaben zu den Gründen für die Durchführung der Studie und benennt deren Auftraggeber und
die Zielgruppe, die es anzusprechen gilt [ISO14040 97; SAUR 96].
Bei der Definition des Untersuchungsrahmens (Scope Definition) werden das zu bilanzierende
Produktsystem beschrieben und die Systemgrenzen sowie die Randbedingungen der Bilanzierung aufgezeigt. Als Maß für den von einem Produktsystem ausgehenden Nutzen wird der Begriff der funktionalen Einheit (Functional Unit) eingeführt. Bei der Bilanzierung von Automobilkomponenten kann dies der Nutzen eines einfachen Bauteiles, wie z.B. eines Kotflügels sein,
der in verschiedenen Werkstoffen darstellbar ist. Es können aber auch komplexe Baugruppen
wie Antriebsstränge, die vergleichbare Leistungskriterien erfüllen, als funktionale Einheit definiert werden. Durch die Normierung der Input- und Outputdaten auf diese Referenzbasis lassen
sich somit verschiedene Produktsysteme untereinander ökologisch vergleichen. Für den Fall,
daß eines der zu vergleichenden Systeme zusätzliche Funktionen aufweist, die nicht im Rahmen der Bilanz berücksichtigt werden, müssen diese Extrafunktionen dokumentiert werden
[ISO14040 97; ISO14041 98; HAES 96].
Der Detaillierungsgrad der Bilanz ergibt sich einerseits aus der angestrebten „Breite“ der ökologischen Betrachtung, d.h. aus der Wahl der einzubeziehenden Teilsysteme (z.B. Produktherstellung, -nutzung und -verwertung, aber auch Transport, Energiebereitstellung, Herstellung der
Produktionsanlagen, Hilfsprozesse wie Beleuchtung und Heizung etc.) [ISO14041 98;
REICHE 94; SCHUCKERT 96]. Dabei ist es im Hinblick auf die Aussagekraft der Bilanz nicht
immer erforderlich, möglichst viele der Teilsysteme zu bilanzieren. Im Falle einer vergleichenden Bilanzierung von Automobilbauteilen lassen sich hier z.B. die Teilsysteme Fahrzeugwartung und Verkehrsnetz anführen, die von den zu betrachtenden Fahrzeugalternativen oftmals
gleichermaßen in Anspruch genommen werden und somit ausgeblendet werden können.
Andererseits hängt die Detailgenauigkeit von der „Bilanzierungstiefe“, d.h. von der Anzahl der
zu erfassenden Stoff- und Energieströme ab. In diesem Zusammenhang ist jedoch darauf hinzuweisen, daß der Forderung nach einer möglichst vollständigen Erfassung aller Stoff- und
Energieströme nicht nur aufgrund des zunehmenden zeitlichen und ökonomischen Aufwands,
sondern auch wegen des abnehmenden Einflusses der Detailgenauigkeit auf das Gesamtergebnis nur in beschränktem Umfang zuzustimmen ist. Bei der Definition der Systemgrenzen werden aus diesem Grund Abschneidekriterien vereinbart, die es erlauben, alle als nicht relevant
KAPITEL 3:
SEITE 19
eingestuften Ströme zu vernachlässigen [ISO14041 98; REICHE 94; SAUR 96]. Detaillierte Regeln zur Definition der Systemgrenzen stellt [BÜCHEL 96] auf, indem er beispielsweise Stoffund Energieströme, deren Anteile weniger als 1 % am Gesamtsystem ausmachen, nicht mehr
zum Produktsystem zählt (weitere Vertiefung dieser Thematik in [FRISCHKNECHT 97]).
Die Festlegung der Systemgrenzen erfolgt einerseits in räumlicher Hinsicht, d.h. hier gilt es,
den geographischen Bezug des Systems eindeutig zu definieren (lokal, national, kontinental,
global). Andererseits ist das System bezüglich des zu betrachtenden Zeitraumes (z.B. maximales Alter der Daten) und des technologischen Erfassungsbereiches (z.B. gewichteter Mittelwert
der tatsächlich betriebenen Prozesse, beste verfügbare Technologie oder schlechtester Anlagenstand) genau einzugrenzen [ISO14040 97; ISO14041 98]. Die räumliche und zeitliche sowie
die technologische Definition des Bilanzsystems wirkt sich somit insbesondere auf die Datenerhebung aus, bedenkt man z.B. die unterschiedlichen Wirkungsgrade der Strombereitstellung verschiedener Länder oder den mit der Wahl des Zeithorizontes der Betrachtung einhergehenden technologischen Fortschritt der Produktionsprozesse.
Neben den geographischen, zeit- und technologiebezogenen Aspekten der Datenerhebung hat
die Qualität der herangezogenen Daten einen entscheidenden Einfluß auf die Repräsentativität
des zu modellierenden Bilanzierungssystemes. Bereits in der Definitionsphase des Untersuchungsrahmens ist deshalb möglichst anhand von Deskriptoren auf die Art und Qualität der
Daten einzugehen. Hier soll einerseits aufgezeigt werden, ob die Studie auf real gemessenen,
auf Literaturdaten oder auf errechneten bzw. geschätzten Daten beruht. Andererseits sind Angaben über die Genauigkeit der verwendeten Daten zu treffen (z.B. Varianz als Maß für die
statistische Schwankungsbreite der Werte). Zudem soll auf die Konsistenz der verwendeten
Daten eingegangen werden, d.h. es soll beschrieben werden, wie einheitlich die Studie methodologisch auf die einzelnen Komponenten der Analyse angewendet wird. Zu den methodologischen Ansätzen zählen z.B. Allokationsverfahren und Methoden zur Wirkungsabschätzung, die
zur Wahrung der Verfahrenssymmetrie besonders beim Vergleich verschiedener Produktsysteme einheitlich anzuwenden sind [ISO14040 97; ISO14041 98; FLEISCHER 96].
Die Vorgehensweise bei der Definition des Untersuchungsrahmens folgt keineswegs einem
starren chronologischen Muster, vielmehr zeichnet sich eine Ökobilanzierungsstudie als iterativer Prozeß aus. Bei der Sammlung von Daten und Informationen können neue Erkenntnisse
KAPITEL 3:
SEITE 20
gewonnen werden, die eine Abänderung des Untersuchungsrahmens erfordern, um das ursprüngliche Ziel der Studie zu erreichen [ISO14041 98; HAES 96]. Nachdem die methodischen
Rahmenbedingungen des Untersuchungsrahmens offengelegt sind, gilt es, noch die Art und den
Aufbau des Studienberichts nach formellen Kriterien zu dokumentieren. Im Falle einer beabsichtigten Veröffentlichung der Bilanz muß zudem noch eine kritische Prüfung (Peer Review)
durchgeführt werden, d.h. es muß die Studie daraufhin überprüft werden, ob den Anforderungen der ISO 14040 ff. hinsichtlich Methodik, Daten und Berichterstattung nachgekommen wird
[ISO14040 97].
3.2
Sachbilanz − Grundlagen der Systemmodellierung
Die Sachbilanz beschreibt die Phase der Ökobilanz, in der anhand umfassender Datensammlungen und Berechnungsverfahren die relevanten Input- und Outputströme des zu untersuchenden Produktsystems quantifiziert werden. Das Ergebnis der Sachbilanz stellt somit eine umfangreiche Datenmatrix der medienübergreifenden Umweltbelastungen des gesamten Produktlebenszyklusses dar, in der die gleichartigen Stoff- und Energieströme aller bilanzierten Teilsysteme aggregiert sind [ISO14040 97; SAUR 96]. Die von Wassily Leontief begründete InputOutput-Stoffstromanalyse [BEYER 98] hat ihren methodischen Ursprung in der volkswirtschaftlichen Abbildung güterwirtschaftlicher Vorgänge. Im Unterschied zur wirtschaftswissenschaftlichen Handels- und Steuerbilanz, die auf Bestandsgrößen zurückgreift, stellt die Input-OutputAnalyse eine auf Stoffströmen basierende Bilanzierungsmethode dar [REICHE 94].
3.2.1
Systemtheorie
Unter einem System (Bild 3.2) versteht man nach [SCHUCKERT 96/2] eine abgegrenzte Menge
von Elementen xi (i = 1; n), die miteinander und mit der Umwelt des Systems in Wechselwirkung stehen. Die Wechselwirkungen drücken sich aus in Form von Relationen rj (j = 1, m). Die
Menge der Relationen wird als Struktur des Systems bezeichnet. Den Elementen ist eine Menge
von Eigenschaften zugeordnet. Bei der Modellierung von Produktsystemen stellen die Elemente Prozesse bzw. Subsysteme dar, die Relationen spiegeln Stoff- und Energieflüsse wider.
Sind die Outputs eines Elements zugleich Inputs eines anderen Elements, so liegt eine Kopplung von Elementen vor. Weist das System eine Rückkopplung auf, so spricht man von dynamischen Systemen, da Änderungen der Ausgangsgrößen auf die Eingänge zurückwirken.
KAPITEL 3:
Input
r5
x1
r6
x5
r1
Output
x6
r4
x2
xi
x4
r2
x3
Element (Prozeß oder Subsystem)
rj
Relation (Stoff- bzw. Energiefluß)
r3
Umwelt
SEITE 21
Systemgrenze
Umwelt
Bild 3.2: Klassisches System als Input-Output-Analyse (in Anlehnung an [SCHUCKERT 96/2])
Bild 3.3 zeigt am Beispiel des kybernetischen Systemmodells, wie sich ein rückgekoppeltes
System mathematisch abbilden läßt (Kybernetik: Lehre von der Steuerung und Regelung von
Systemen [KORNWACHS 94]). Im kybernetischen System wirkt die geschlossene Rückkopplung
über die Systemmatrix A zurück auf den Zustand des Systems x(t). Die Kontrollmatrix B bestimmt, wie stark der Input u(t) den Systemzustand beeinflußt, während die Ergebnismatrix C
bestimmt, inwiefern dieser Zustand auf die Ausgangsgröße y(t) rückwirkt. Mit der Durchgriffsmatrix D läßt sich das Ausmaß direkter Einwirkungen der Eingangsgröße u(t) auf die
Ausgangsgröße y(t) determinieren [KORNWACHS 94; SCHUCKERT 96/2].
D
u (t)
B
+ AB
x (t)
C
y (t)
A
Systemgrenze
Bild 3.3: Kybernetisches Systemmodell [KORNWACHS 94]
3.2.2
Produktsystem
Das Produktsystem umfaßt alle Stoff- und Energieflüsse sowie Module (Prozesse und Prozeßketten), die zur Gewährleistung der Funktion des Produkts benötigten werden (Bild 3.4). Die
Abgrenzung zur Systemumgebung erfolgt über die Definition der Systemgrenzen. In das Produktsystem treten Produkte aus anderen Systemen sowie Stoffe und Energien aus der Umwelt
ein, bzw. sie treten aus dem System heraus. Während der Austausch zwischen den einzelnen
KAPITEL 3:
SEITE 22
Modulen innerhalb des Produktsystems auch in Form von Zwischenprodukt-Flüssen erfolgen
kann, sollten die Stoffe und Energien, die in das System eintretenden bzw. es verlassen, sogenannte Elementarflüsse darstellen, d.h. es sollten Inputs- oder Outputs sein, die ohne vorherige
bzw. anschließende Behandlung durch den Menschen aus der Umwelt entnommen bzw. an sie
abgegeben werden. Die Elementarflüsse der Inputseite bestehen aus stofflichen und energetischen Ressourcen während Emissionen in Luft, Wasser und Boden sowie Ablagerungsgüter,
d.h. Abfälle die outputseitigen Elementarflüsse darstellen [GABI 96; ISO14040 97;
ISO14041 98].
Systemumgebung
Systemgrenze
Gewinnung des
Ausgangsmaterials
Elementarfluß
Elementarfluß
Transport
andere
Systeme
Produktion
Elementarfluß
Produktfluß
Elementarfluß
Energieversorgung
Anwendung
Recycling /
Wiederverwendung
Elementarfluß
Abfallbehandlung
Elementarfluß
Produktfluß
andere
Systeme
Bild 3.4: Beispiel eines Produktsystems für eine Ökobilanz [ISO14041 98]
Da es sich bei dem Produktsystem um ein physikalisches System handelt, unterliegen alle einzelnen Module sowie das gesamte Produktsystem dem Gesetz der Erhaltung der Masse und der
Energie (Gl. 3.1). Diese physikalischen Grundsätze erweisen sich insbesondere bei der Überprüfung der Konsistenz des modellierten Systems als nützlich [HEIJUNGS 92].
n
m
r
s
i =1
j =1
k =1
l =1
∑ Masse Input ( i ) + ∑ EnergieInput ( j ) = ∑ MasseOutput ( k ) + ∑ EnergieOutput ( l )
Gl. 3.1
KAPITEL 3:
3.2.3
SEITE 23
Prozeßkettenanalyse
Die in Bild 3.4 vereinfacht dargestellten Module wie z.B. Produktion, Anwendung und Energieversorgung greifen ihrerseits wiederum auf eine Reihe weiterer Prozesse und Subsysteme
zurück. Zur Ermittlung dieser dem Produktsystem zugrunde liegenden Einzelprozesse bzw.
Prozeßketten sowie den hiermit verbundenen Stoff- und Energieströmen entlang der gesamten
Produktionslinie wird auf das Instrument der Prozeßkettenanalyse zurückgegriffen, deren prinzipieller Aufbau am Beispiel des Moduls Produktherstellung erläutert werden soll.
Ausgehend vom Endprodukt lassen sich anhand eines Materialstammbaums (Bild 3.5) die jeweiligen Stoffeinsatzmengen der verschiedenen Fertigungsebenen des Produkts bis hin zur
Exploration der Rohstoffe zurückverfolgen (Top-Down-Ansatz). Die im Rahmen dieses sogenannten Material Break Down ermittelten Hauptstoffströme (Vor-, Zwischen- und Endprodukte) stellen die Bindeglieder zwischen vor- und nachgelagerten Prozessen der einzelnen
Hierarchieebenen dar und werden auch als Stoffströme erster Ordnung bezeichnet. Sie bilden
das Mengengerüst ab, auf das bei der Modellierung der Prozeßkette Bezug genommen wird. So
besteht das Endprodukt beispielsweise aus mehreren Baugruppen, die in einem Montageprozeß
zusammengeführt werden. Die Baugruppen greifen ihrerseits auf Bauteile zurück, die wiederum aus Werkstoffen und Halbzeugen hergestellt sind, die unmittelbar auf in der Natur vorkommende Rohstoffe zurückgreifen [MAUCH 96].
Stoffeinsatz
Fertigungsebenen
Endprodukt
Baugruppen
Bauteile
Werkstoffe,
Halbzeuge
Rohstoffe
Rohstoffe in
der Lagerstätte
Bild 3.5: Schema eines Materialstammbaums (nach [MAUCH 96])
KAPITEL 3:
SEITE 24
Die Verknüpfung der Hauptstoffströme entlang der unterschiedlichen Fertigungsebenen basiert
auf Prozessen, die neben den vorgelagerten Hauptstoffströmen Stoff- und Energieströme zweiter Ordnung wie Hilfsstoffe (z.B. Schmiermittel) und Energie (z.B. elektrischer Strom, Wärme)
als weitere Inputgrößen benötigen und andererseits zusätzlich zu dem End- bzw. Zwischenprodukt Emissionen und Abfälle an die Umwelt abgeben (Bild 3.6).
Sachbilanz: Output
Endprodukte
Endprodukt
Emissionen
Abfälle
Emissionen
Abfälle
Prozeß A
(1. Ordnung)
Hilfsstoffe
Sekundärenergie
Zwischenprodukt
Prozeß B
(1. Ordnung)
Hilfsprozeß
Rohstoff
(2. Ordnung)
Energieerzeug.
(2. Ordnung)
Rohstoff
Primärenergie
Rohstoffe
Primärenergie
Vorprodukt
Systemgrenze
Vorprodukte
Sachbilanz: Input
Bild 3.6: Struktur einer vereinfachten Prozeßkette erster und zweiter Ordnung
Das Ziel der Prozeßkettenanalyse ist es, die den einzelnen Hauptstoffströmen zugrunde liegenden Prozesse (Prozesse erster Ordnung) zu quantifizieren. Greifen diese Prozesse ihrerseits
wiederum auf Vor- bzw. Zwischenprodukte zurück, so sind auch die hierfür notwendigen Prozesse (Prozesse zweiter Ordnung) zu erfassen. Diese Iterationsschleifen (Bild 3.6) sind solange
zu wiederholen, bis entweder einerseits alle erfaßten Stoff- und Energieströme Elementarflüsse
darstellen oder andererseits eine weitere Herunterbrechung der Prozeßstrukturen (Prozesse nter Ordnung) keine signifikanten Auswirkungen auf das Gesamtergebnis mehr hat bzw. zu
Werten führt, die innerhalb der Meßtoleranz übergeordneter Prozeßebenen liegen (vgl. hierzu
Detaillierungsgrad und Definition von Abschneidekriterien in Abschnitt 3.1) [BÜCHEL 96;
FLEISCHER 96; MAUCH 96].
KAPITEL 3:
3.2.4
SEITE 25
Allokationen
In der Realität lassen sich nicht alle Produktsysteme derart modellieren, daß neben dem Endprodukt nur Elementarflüsse die Systemgrenzen überschreiten, vielmehr treten in realen Produktsystemen oftmals Prozesse und Prozeßketten auf, die durch weitere wertschöpfende Vorbzw. Endprodukte gekennzeichnet sind, die nicht der untersuchten funktionalen Einheit zuordenbar sind. In diesen Fällen, in denen mehr als ein Prozeßbezug vorliegt, ist eine Allokation,
d.h. eine Aufteilung der Umweltbelastungen zwischen dem Hauptprodukt (funktionale Einheit)
und diesen nicht zum Produktsystem gehörenden Nebenprodukten nötig. Der Allokation
kommt ebenso wie der Definition der Systemgrenzen eine besondere Bedeutung im Hinblick
auf das Gesamtergebnis der Bilanz zu [MAILLEFER 96]. Insgesamt sind 4 Prozeßstrukturen
denkbar, die einer Zuordnung der Prozeßströme bedürfen. Sie lassen sich in die Kategorien
Multi-System-Prozesse und Recycling einteilen [FINNVEDEN 96].
3.2.4.1
Multi-System-Prozesse
Werden in einem Prozeß neben dem untersuchten Produkt weitere wertschöpfende Produkte,
sogenannte Koppelprodukte erzeugt, so spricht man von einem Multi-Output-Prozeß (Bild 3.7).
Koppelprodukte entstehen insbesondere bei chemischen Prozessen. So führt z.B. die Raffination von Erdöl zur gleichzeitigen Herstellung einer Vielzahl von Produkten (Benzin, Diesel etc.).
Ein Beispiel für einen Multi-Input-Prozeß (Bild 3.8) stellt der Abfallbehandlungsprozeß (z.B.
Müllverbrennung) dar, dessen Emissionen nicht mehr eindeutig dem durch das Produkt bestimmten Müllanteil zugeordnet werden können [FINNVEDEN 96; HAES 96].
Emissionen
Input
Prozeß
Produkt A
Produkt B
Bild 3.7: Multi-Output-Prozeß [FINNVEDEN 96]
Produkt A
Produkt B
Prozeß
Emissionen
Bild 3.8: Multi-Input-Prozeß [FINNVEDEN 96]
Methoden der Allokationsvermeidung
Grundsätzlich sollten Allokationen bei der Prozeßmodellierung so gut als möglich vermieden
bzw. minimiert werden [FRISCHKNECHT 97]. Dies kann durch Teilung der betroffenen Module
KAPITEL 3:
SEITE 26
in zwei oder mehrere Teilprozesse oder im Fall der Koppelproduktion durch Erweiterung des
Produktsystems erfolgen [ISO14041 98]. Werden beispielsweise zwei Produktsysteme miteinander verglichen und weist eines der Systeme aufgrund von Koppelproduktion einen höheren
Nutzen als die zugrundegelegte funktionale Einheit (FE) auf, so kann das Nutzenniveau des
zweiten Systems durch eine Systemerweiterung dem Nutzen des ersten Systems angepaßt werden (Bild 3.9). Die Systemerweiterung ist dabei so zu modellieren, daß sie als Endprodukt den
Nutzen des Koppelprodukts (KP) darstellt [LINDFORS 95/1; FLEISCHER 96].
Nicht vergleichbare Systeme
System 1
FE
KP
System 2
FE
Vergleichbare Systeme
System 1
FE
KP
System 2
Erweiterung
Erweiterung
FE
KP
Bild 3.9: Vergleichbarkeit von Systemen durch Systemerweiterung [FLEISCHER 96]
Eine der Systemerweiterung ähnliche Vorgehensweise zur Vermeidung der Allokation bei
Koppelproduktion stellt die Äquivalenzprozeßbilanzierung dar. Für den Fall, daß die zusätzlich
entstehenden Koppelprodukte gleichartige Produkte aus anderen Produktionslinien substituieren, lassen sich die mit diesen Produktionslinien verbundenen Umweltlasten vom betrachteten
Prozeß subtrahieren. Hierdurch wird der Prozeß so modifiziert, daß er nur noch das gewünschte
Hauptprodukt liefert und um die Umweltlasten der Koppelprodukte bereinigt ist [P ATYK 96].
Im Falle hoher Umweltlasten des Äquivalenzprozesses kann dies jedoch zu negativen Umweltlasten des ausschließlich das Hauptprodukt erzeugenden Produktsystems führen.
Allokationsverfahren
Ist eine Allokation unumgänglich, so wirft sich die Frage auf, nach welchem Verteilungsschlüssel eine Zuordnung der Umweltbelastungen zu den einzelnen Vor- (Multi-Input-Prozeß)
bzw. Endprodukten (Multi-Output-Prozeß) verursachungsgerecht erfolgen kann. Hierbei stellt
sich das Problem, daß i.d.R. keine physikalisch oder chemisch zwingend begründete Aufteilung
des Ressourcenverbrauchs und der Prozeßemissionen vorgenommen werden kann und deshalb
die Wahl eines Zuordnungsschlüssels zwangsläufig subjektiver Natur ist [MAUCH 96]. Betrachtet man etwa die Verwertungsphase eines schwermetallfreien Produktes, so kann es möglich sein, das die Gesamtemissionen des Verbrennungsprozesses aufgrund der beigemengten
KAPITEL 3:
SEITE 27
Abfallstoffe dennoch Schwermetallemissionen enthalten, die über den Allokationsschlüssel
dem Produkt zugeordnet werden, obwohl dieses nicht ursächlich hierfür war [HEIJUNGS 92].
Bei der Wahl des Allokationsschlüssels sollte trotz der Unmöglichkeit einer vollständig verursachungsgerechten Zuordnung ein Kriterium herangezogen werden, das die zugrunde liegenden
physikalischen und chemischen Beziehungen zwischen den einzelnen Produkten und den Systeminputs und -outputs möglichst vollständig widerspiegelt [ISO14041 98]. Eine Verteilung
auf Basis physikalischer Kriterien kann z.B. anhand der Masse, des Volumens oder des Heizwerts der einzelnen Stoffströme erfolgen, während chemische Beziehungen z.B. über das molare Gewicht aufgestellt werden können [FINNVEDEN 96; MAILLEFER 96]. Sind weder physikalische noch chemische Zuordnungsschlüssel denkbar, so sollte der Allokationsparameter die
ökonomischen Stoff- und Energiebeziehungen des untersuchten Systems widerspiegeln
[HAES 96; FRISCHKNECHT 97]. Die Anwendung eines monetären Schlüssels hat allerdings zur
Folge, daß bei Marktschwankungen die Aufteilung der Umweltlasten infolge des abgeänderten
Allokationsschlüssels ebenfalls Schwankungen unterworfen ist [MAILLEFER 96].
Grundsätzlich gilt für alle Allokationsschlüssel, daß die Summe der durch die Allokation zugeordneten Inputs und Outputs eines Prozesses gleich den Inputs und Outputs des Prozesses vor
der Allokation sein muß [ISO14041 98]. Der Saldo der Massen- und Energiebilanz der zu verteilenden Stoffströme wird daher durch die Allokation nicht angetastet, lediglich die prozentuale Zuordnung der Umweltbelastungen zu den einzelnen Endprodukten kann je nach Wahl
des Schlüssels verschoben werden.
Die Bestimmung des Allokationsverfahrens kann nicht im Sinne einer Konvention allgemeingültig auf das gesamte Produktsystem erfolgen, vielmehr sind alle allokationsbedürftigen Prozesse eines Produktsystems auf ihren individuellen Allokationsschlüssel hin zu überprüfen.
Hierzu sind die betrachteten Prozesse mittels verschiedener in Frage kommender Allokationsverfahren zu modellieren. Das Ergebnis dieser Sensitivitätsanalysen gilt es anschließend auf die
Plausibilität des Verteilungsschlüssels hin zu verifizieren [ISO14041 98; FRISCHKNECHT 97]. In
[FEUERHERD 96; HAAGENSEN 96; PATYK 96; SCHUCKERT 96/2] sind Beispiele zur Wahl des
Allokationschlüssels von Multi-System-Prozessen angeführt, die die fallspezifische Eignung
unterschiedlicher Verteilungsschlüssel für den jeweiligen Anwendungsfall verdeutlichen.
KAPITEL 3:
3.2.4.2
SEITE 28
Recyclingprozesse
Prozesse, in die Sekundärstoffe eingehen bzw. die als Ausgangsprodukte Sekundärstoffe abgeben, lassen sich in die Kategorien Closed-Loop-Recycling und Open-Loop-Recycling einteilen.
Während sich beim Closed-Loop-Recycling der Sekundärstoffkreislauf innerhalb des Produktsystems befindet (z.B. Aluminium-Blech wird zu Aluminium-Blech rezykliert), tritt beim
Open-Loop-Recycling der Fall ein, daß der im ersten Produktsystem erzeugte Sekundärstoff die
Systemgrenzen überschreitet und in ein zweites Produktsystem eingeht (z.B. Aluminium-Blech
wird zu Aluminium-Guß rezykliert) [HEIJUNGS 92].
Closed-Loop-Recycling
Das Closed-Loop-Recycling stellt in seiner typischen Ausprägung als Produktionsrücklaufrecycling eine Form des Recyclings dar, bei dem die im Produktionsprozeß anfallenden Sekundärstoffe umgehend wieder aufgearbeitet und in den Materialfluß des Produktionsprozesses
zurückgeführt werden. Beim Closed-Loop-Recycling tritt demzufolge eine Rückkopplung (vgl.
Abschnitt 3.2.1) zwischen der den Produktionsprozeß in Form eines Sekundärstoffes verlassenden Ausgangsgröße und den in den Produktionsprozeß einfließenden Eingangsgrößen auf.
Bild 3.10 zeigt ein Beispiel für ein Produktsystem mit Closed-Loop-Recycling.
+msek
-m
P1
System
-(m+msek)
+m
P4
P2
-msek
-m
+(m+msek)
P3
+m
Systemgrenze
Bild 3.10: Produktsystem mit Closed-Loop-Recycling (z.B. P1: Produktion des Grundwerkstoffes; P2:
Verarbeitung zum Halbzeug mit Verschnitt; P3: Bauteilherstellung; P4: Materialaufbereitung durch
Recycling, d.h. Herstellung des Grundwerkstoffes aus Sekundärstoff [NEUMANN 96/3])
Neben dem durch den Hauptstoffstrom m gekennzeichneten Primärstofffluß (P1 ⇒ P2 ⇒ P3)
existiert beim Closed-Loop-Recycling noch ein geschlossener Sekundärstoffkreislauf mit dem
Durchsatz msek (P2 ⇒ P4 ⇒ P2). Die in die Prozesse P (bzw. Systeme) eintretenden Inputs weisen dabei nach der Konvention von [HEIJUNGS 92] ein negatives Vorzeichen auf, während Outputs mit einem positiven Vorzeichen versehen sind. Betrachtet man den Teilprozeß P2, so zeigt
sich, daß für die Prozeßführung nicht nur der als Ausgangsstoff gewünschte Hauptstoffstrom
KAPITEL 3:
SEITE 29
der Masse m benötigt wird, sondern aufgrund von auftretenden Produktionsrückständen der
Input um den Sekundärstoff msek höher sein muß. Die Höhe des Sekundärstoffes msek hängt
dabei vom Recyclinggrad r (z.B. Verschnitt), d.h. vom Verhältnis zwischen Produktionsrückständen und Produktionsinput ab, wie aus Gl. 3.2 hervorgeht [NEUMANN 96/3].
Recyclinggrad
r=
msek
m + msek
[--] bzw. [%]
Gl. 3.2
Ist der Recyclinggrad eines Prozesses bekannt, so läßt sich die Höhe des Sekundärstoffflusses
zur Modellierung der Prozeßgrößen nach Gl. 3.3 bestimmen:
Sekundärstofffluß
msek =
r⋅m
(1 − r)
[kg]
Gl. 3.3
Der Sekundärstoffkreislauf muß zur Bewerkstelligung der Kreislaufführung einmal „aufgefüllt“
werden, d.h. beim ersten Durchlauf des Prozesses P2 muß neben dem Primärstoff m der Sekundärstoff msek eingebracht werden (Bild 3.10). Dies wirft die Frage auf, ob die mit der Erzeugung des Sekundärstoffes verbundenen Umweltbelastungen dem Produkt anzurechnen sind.
Bei Betrachtung des Gesamtsystems zeigt sich, daß bei einem Closed-Loop-Recycling aufgrund der geschlossenen Kreislaufführung kein Sekundärstoff die Systemgrenze überschreitet.
D.h. der Sekundärstoff muß zwar zur Ingangsetzung des ersten Kreislaufs erst einmal erzeugt
werden, er bleibt aber anschließend in gleicher Qualität und Quantität dem System erhalten.
Insofern sollen die zu seiner Erzeugung notwendigen ökologischen Aufwendungen nicht erfaßt
werden.
Open-Loop-Recycling
Beim Closed-Loop-Recycling werden Sekundärstoffe nur innerhalb des Produktsystems in einem geschlossenen Kreislauf geführt, so daß eine Allokation vermieden werden kann. Anders
stellt sich der Sachverhalt beim Open-Loop-Recycling dar. Hier tritt der im ersten Produktsystem (System A) erzeugte Sekundärstoff über dessen Systemgrenzen hinweg und findet in einem zweiten Produktsystem (System B) Anwendung (Bild 3.11). Das Problem beim OpenLoop-Recycling liegt darin, eine möglichst verursachungsgerechte Aufteilung der durch die
Erzeugung des Sekundärstoffes msek auftretenden Umweltbelastungen vorzunehmen. Werden
die Umweltbelastungen des Sekundärstoffes z.B. gänzlich dem System A zugeteilt, so profitiert
KAPITEL 3:
SEITE 30
System B von dem „gratis“, d.h. ohne ökologische Belastungen zur Verfügung gestellten Sekundärmaterial und umgekehrt.
System A
-(mA+msek)
PA1
Systemgrenze A
-(mA+msek)
+(mA+msek)
+msek
-mB
PB1
-(mB+msek)
+mB
System B
PA2
PB4
PB2
-mA
+(mA+msek)
PA3
Produkt A
+mA
-msek
-(mB+msek)
+(mB+msek)
PB3
Produkt B
+(mB+msek)
Systemgrenze B
Bild 3.11: Produktsysteme A und B mit Open-Loop-Recycling (z.B. PA1, PB1: Produktion des Grundwerkstoffes; PA2, PB2: Verarbeitung zum Halbzeug mit Verschnitt; PA3, PB3: Bauteilherstellung; PB4:
Materialaufbereitung)
Open-Loop-Recycling sollte aufgrund dieser methodischen Schwierigkeiten soweit als möglich
vermieden werden. Dies kann einerseits durch die Erweiterung des Systems dergestalt erfolgen,
daß alle Open-Loop-Recycling enthaltenden Systeme zu einem Gesamtsystem zusammengefaßt
werden (Kaskadenrecycling) bzw. daß Produktsysteme, die nur den Sekundärstoff produzieren,
über die Äquivalenzprozeßbilanzierung vom Open-Loop-System subtrahiert werden (vgl.
„Methoden der Allokationsvermeidung“ in Abschnitt 3.2.4.1). Dies setzt allerdings voraus, daß
die vormaligen bzw. weiteren Verwendungen des Sekundärstoffes bekannt sind und die Umweltdaten, die von den diesbezüglichen Produktsystemen ausgehen, verfügbar sind
[LINDFORS 95/1; FINNVEDEN 96; PATYK 96].
Andererseits läßt sich ein hypothetisches Produktsystem modellieren, das den Sekundärstoff
nicht mehr nach außen abgibt, sondern intern in Form eines Closed-Loop-Recycling benutzt
(vgl. „Closed-Loop-Recycling“). Eine Voraussetzung für diese Closed-Loop-Modellierung ist
allerdings, daß der Sekundärstoff die gleichen inhärenten Eigenschaften aufweist, wie das verwendete Primärmaterial. Diese Bedingung ist dann erfüllt, wenn das Sekundärmaterial in seinen physikalischen Eigenschaften mit denen des Primärmaterials vergleichbar ist. In diesen
Fällen, in denen kein sogenanntes Downcycling stattfindet, kann die Allokation vermieden
werden, da die Verwendung von Sekundärstoffen den Einsatz von primärem Material substituiert [LINDFORS 95/1; ISO14041 98].
KAPITEL 3:
SEITE 31
In allen anderen Fällen ist eine Allokation der Umweltbelastungen notwendig. Bei Betrachtung
des Systems A in Bild 3.11 wirft dies die Frage auf, in welchem Ausmaß die Umweltbelastungen des Systems A dem Sekundärstoff zugerechnet werden können und somit die Umweltverträglichkeit des Produktes A steigern bzw. inwiefern Produkt B durch die mit der Verwendung
des Sekundärstoffes implizierten Umweltauswirkungen belastet werden kann. Aus methodischer Sicht läßt sich der im Open-Loop-System erzeugte Sekundärstoff als Koprodukt interpretieren [FINNVEDEN 96], so daß prinzipiell die aus Abschnitt 3.2.4.1 bekannten Allokationsverfahren angewendet werden können. Bei Kenntnis aller vom Sekundärstoff zu durchlaufenden
Produktsysteme besteht nach [FRISCHKNECHT 97] auch die Möglichkeit, die Umweltbelastungen der gesamten Recyclingkaskade auf die Anzahl der Produktsysteme zu verteilen.
Auch bei der Allokation von Open-Loop-Recycling gilt, daß kein universeller Allokationsschlüssel existiert, vielmehr ist die Wahl des Verteilungsverfahrens von den fallspezifischen
Gegebenheiten des zu untersuchenden Produktsystems abhängig [MAILLEFER 96]. LINDFORS ET
AL.
haben in diesem Zusammenhang sehr detailliert verschiedene Allokationsverfahren fallspe-
zifisch auf ihre Plausibilität hin überprüft und daraus für die Allokation von Open-LoopRecycling eine Vorgehensweise zur Auswahl des geeigneten Allokationsschlüssels abgeleitet
[LINDFORS 95/1].
3.2.5
Stoff- und Energiebilanz
Nachdem die Prozeßkette vollständig erfaßt worden ist, läßt sich die nach gleichartigen Stoffund Energieströmen aggregierte Sachbilanz, d.h. der Sachbilanzvektor βk des Produktsystems,
aufstellen. Gemäß dem ersten Hauptsatz der Thermodynamik gilt, in Analogie zum Gesetz der
Massenerhaltung, daß die Summe aller Energieänderungen in einem abgeschlossenen System
gleich null ist [STEPHAN 90]. Für die Sachbilanz (bilanx: lateinisch Waage) bedeutet dies, daß
im Falle einer vollständigen Sachbilanz, sinngemäß zur betriebswirtschaftlichen Bilanz, die
„Aktiva“ gleich der „Passiva“ sein müssen bzw. die Summe aller Inputströme gleich der Summe aller Outputströme sein muß (Tabelle 3.1).
Die Sachbilanz umfaßt alle einheitlich bewerteten Stoff- und Energiemengen, die während der
Betrachtungszeit in das Produktsystem eintreten bzw. es verlassen [MAUCH 96]. Unter dem
Begriff Stoffe werden dabei die massebezogen (in kg) ermittelten Substanzen bzw. Kombina-
KAPITEL 3:
SEITE 32
tionen mehrerer Substanzen subsumiert, die ihrerseits chemische Elemente oder Verbindungen
darstellen. Zu den Eintragsstoffen der Massenbilanz gehören Rohstoffe (primäre und sekundäre) oder Vorprodukte, während zu den Austragsstoffen das Prozeßprodukt, eventuelle Koppelprodukte und Emissionen in Luft, Wasser und Boden sowie Abfälle zählen [FLEISCHER 96].
Tabelle 3.1: Datenstruktur einer fiktiven Sachbilanz (nach [GABI 96])
SACHBILANZ
Flußgruppe
INPUT
Untergr.
Vorprodukte
Energetische Ressourcen
Stoffliche Ressourcen
Beispiel
Energieträger
Wertstoffe
Reststoffe
Regenerativ
Flußgruppe
OUTPUT
Untergr.
El. Strom
Endprodukte
Kühlwasser
Stahlschrott
Wasserkraft Emissionen in Luft
Windkraft
Solarkraft
Nicht regene- Braunkohle
rativ
Steinkohle
Erdgas
Erdöl
Uran
Regenerativ
Holz
Emissionen in Wasser
Raps
Nicht regene- Bauxit
Eisenerz
rativ
Kalkstein
Emissionen in Boden
Fläche als Ressource
Natürlichkeitsgrade
(Hemerobiestufen)2
Ablagerungsgüter
Energieträger
Wertstoffe
Reststoffe
Standard
Summenwert
Anorganisch
Organisch
Schwermetalle
Dissip. Wärme
Radioaktiv
Lärm
Gerüche
Beispiel
El. Strom
Stahlblech
Stahlschrott
Stickoxide
PAH’s
Ammoniak
Benzol
Arsen
Abwärme
Cäsium 137
Schallpegel
Schwellenwerte
BSB
Chlorid
Sulphat
Chrom
Abwärme
Radium 226
BSB
Chlorid
Sulphat
Chrom
Abwärme
Radium 226
Summenwert
Anorganisch
Organisch
Schwermetalle
Dissip. Wärme
Radioaktiv
Summenwert
Anorganisch
Organisch
Schwermetalle
Dissip. Wärme
Radioaktiv
Haldengut
Industriemüll
Hausmüll
Sondermüll
Radioaktive Abfälle
Σ Inputströme = Σ Outputströme
Die Energiebilanz erfaßt die energiebezogen (in kJ bzw. Wh) ermittelten Energiemengen chemischer, thermischer und potentieller Energie sowie Strahlung und Lärm (Schwingungsenergie). Der Energieinhalt von Rohstoffen wird über die rohstoffspezifischen Heizwerte3 er2
Vgl. hierzu [KLÖPFER 94]
3
Zu unterscheiden sind der spezifische Brennwert Ho (oberer Heizwert) mit Rückgewinnung der Kondensations-
wärme des bei Verbrennung gebildeten Wasserdampfs und der in der Verbrennungstechnik übliche Wert, der
spezifische Heizwert Hu (unterer Heizwert) ohne die Kondensationswärme (vgl. DIN 5499) [MARESKE 90].
KAPITEL 3:
SEITE 33
rechnet, wobei die mit heutiger Technologie tatsächlich aus dem Brennstoff zu gewinnende
Wärmeenergie als Maßstab für die Wahl des Heizwertkriteriums herangezogen wird. Mit Ausnahme gasförmiger Energieträger, bei denen die Berechnung auf Basis des oberen Heizwerts
Ho (Brennwert) erfolgt, dient i.d.R. der untere Heizwert Hu als Bezugsgröße für die Errechnung
der freiwerdenden Wärmeenergie [SCHUCKERT 96/2].
Eine besondere Bedeutung im Hinblick auf die Energiebilanz kommt der stofflich gebundenen
Energie beim Durchlaufen von chemischen Umwandlungsprozessen zu. So ist einerseits bei
Oxidationsprozessen (z.B. Oxidation von Ethylen zu Ethylenoxid) aufgrund deren exothermer
Prozeßverläufe der Endenergieeinsatz kleiner als der Energieinhalt der bei diesen Prozessen
anfallenden Prozeßwärme. Bei Reduktionsprozessen (z.B. Reduktion von Aluminiumoxid zu
Aluminium) stellt sich in Folge der endothermen Prozeßführung der umgekehrte Sachverhalt
dar. Dadurch, daß ein Teil der Prozeßenergie im Material chemisch gespeichert wird, liegt der
eingesetzte Endenergieverbrauch über den bilanzierten Energieverlusten [MAUCH 96].
Der spezifische Energieinhalt des Werkstoffs (EW) liegt daher bei exothermen Prozessen infolge deren negativer Syntheseenergie (∆E) unterhalb des spezifischen Energieinhalts des Rohstoffs (ER), während endotherme Prozesse aufgrund deren positiver Syntheseenergie zu einer
Erhöhung des spezifischen Werkstoffenergieinhalts führen, wie aus Gl. 3.4 hervorgeht
[SCHUCKERT 96/2].
Energieinhalt Werkstoff
E = E + ∆E
W
R
Gl. 3.4
Die Ermittlung der Sachbilanzen wird seit Mitte der 80er Jahre durch computerbasierte Berechnungsverfahren unterstützt [FLORIN 96]. Der Schwerpunkt dieser ersten Softwareversionen
bestand in der Möglichkeit zur virtuellen Nachbildung von Prozessen und deren anschließender
Aggregation zu Stoff- und Energiestrombilanzen sowie in der Datenarchivierung. Neben der
verbesserten Bearbeitung dieser ursprünglichen Aufgaben bieten die derzeit am Markt erhältlichen
Softwareprogramme
(ECO-IT,
GABI,
HERAKLIT,
SIMAPRO,
TEAMTM
etc.
[ECODESIGN 98; SAMBA 98]) zusätzlich die Möglichkeit der computergestützten Bilanzbewertung und Ergebnisdarstellung. Eine Aggregation der Stoff- und Energieströme des Produktsystems erfolgt bei diesen Programmen über die sequentielle Auflösung von Prozeßbäumen
[SCHWEIMER 97] oder durch die Lösung linearer Gleichungssysteme [HEIJUNGS 92; WILL 96].
KAPITEL 3:
3.3
SEITE 34
Wirkungsabschätzung
Ziel der Wirkungsabschätzung ist es, die potentiellen Umweltwirkungen der in der Sachbilanz
ermittelten Stoff- und Energieströme zu bestimmen. Die Wahl der Anwendung findenden Wirkungsabschätzungs- und Bewertungsmethode kann einen erheblichen Einfluß auf das Gesamtergebnis der Bilanzierung ausüben, wie ein Vergleich verschiedener aktueller Methoden zeigt
(siehe Anhang A 1.8). Basierend auf einer Evaluierung dieser Methoden (Anhang A 1) soll das
über Wirkungspotentiale definierte Aggregationsverfahren der CML-Methodik (Anhang A 1.5)
die Ausgangsbasis für den im folgenden beschriebenen Ansatz zur Wirkungsabschätzung darstellen. Bei der Wirkungsabschätzung nach der CML-Methode werden im Einklang mit der
ISO 14040 ff. [ISO14040 97; ISO14042 98] die Stoff- und Energieströme ausgewählten umweltrelevanten Problemfeldern, sogenannten Wirkungs- bzw. Umweltkategorien, zugeordnet
(Klassifizierung). Anschließend erfolgt innerhalb jeder einzelnen Wirkungskategorie eine Aggregation dieser Stoff- und Energieströme anhand ihrer spezifischen Wirkungspotentiale
(Charakterisierung) [HEIJUNGS 92].
Eine Erweiterung der Ursache-Wirkungskette um konkrete Schadensbeschreibungen, wie sie
etwa im Eco-Indicator oder in der EPS-Methode stattfindet (vgl. Anhang A 1.6 und A 1.7), soll
bei dieser Methode der Wirkungsabschätzung so weit als möglich unterbleiben, da mit zunehmender Modellkomplexität die Unschärfe des vereinfachten Modells (z.B. lineare Schadensfunktionen; unberücksichtigte Abhängigkeiten verschiedener Umwelteffekte untereinander) im
Vergleich zur hochgradig nichtlinearen Realität zunimmt. So soll z.B. für die Beschreibung des
Treibhauseffektes über den Ansatz von Äquivalenzwerten lediglich das Potential eines Produktes zur Beeinträchtigung der Strahlungsbilanz der Erde und damit zur tendenziellen Erwärmung der Atmosphäre aufgezeigt werden. Der quantitative Zusammenhang zwischen den vom
Produkt verursachten Emissionen und dem globalen Temperaturanstieg sowie weiterführende
Konsequenzen, wie etwa das Abschmelzen des Polareises und der Anstieg des Meeresspiegels,
sollen unberücksichtigt bleiben.
Die Erfassung der zur Potentialbeschreibung herangezogenen Äquivalenzwerte ist jedoch bereits mit Schwierigkeiten behaftet. Einerseits unterliegen die Äquivalenzwerte zur Beschreibung des Treibhauseffektes einer zeitlichen Abhängigkeit infolge unterschiedlicher Verweilzeiten der Spurengase in der Atmosphäre. So müßte anstelle des heute überwiegend herangezogenen Zeithorizontes von 100 Jahren ein über die Zeit integriertes Potential ermittelt werden.
KAPITEL 3:
SEITE 35
Andererseits ist das Potential zur Umweltbeeinträchtigung bei regionalen Umweltkategorien,
wie z.B. der Versauerung oder der Eutrophierung, von den spezifischen Gegebenheiten am Ort
der Immissionseinwirkung und teilweise von der bereits vorhandenen Hintergrundbelastung
abhängig. So wäre das Versauerungspotential bei einer Schadstoffexposition in der Nähe von
großen Wäldern als wesentlich höher einzustufen als dasjenige bei einer Exposition auf freiem
Meer. Solange solche zeitlich und räumlich differenzierenden Äquivalenzwerte nicht verfügbar
sind, kann nur auf allgemeine Äquivalenzwerte zurückgegriffen werden, die ihrerseits implizieren, daß die vom Produkt verursachten Emissionen an sensitive Standorte gelangt sind, wodurch das Produkt mit dem maximal möglichen Wirkungspotential belastet wird.
Gegenstand der Wirkungsabschätzung auf Basis der CML-Methodik sollen die in Tabelle 3.2
aufgeführten umweltrelevanten Themenfelder sein. Daneben sind noch weitere Umweltkategorien wie beispielsweise Abfallaufkommen, Flächenverbrauch, Lärm, Geruch, Abwärme etc.
denkbar, die aber ebenso unberücksichtigt bleiben, wie die bislang unzureichend operationalisierbaren ökologischen Risiken der Kernenergie.
Tabelle 3.2: Umweltkategorien der Wirkungsabschätzung
Umweltkategorien
Global
Regional / lokal
• Kumulierter Energieaufwand
• Versauerungspotential
• Ressourcenabbau
• Eutrophierungspotential
• Treibhauspotential
• Photochemisches Oxidantienbildungspot.
• Stratosphärisches Ozonabbaupotential
• Toxizitätspotential
Differenzierung in globale, regionale bzw. lokale Wirksamkeit nach [HENSHAW 94]
3.3.1
Kumulierter Energieaufwand
Der Energieverbrauch wurde bisher überwiegend als Leitgröße herangezogen, um sowohl die
ökonomische als auch ökologische Effizienz von Produkten bzw. Prozessen zu beurteilen. Obwohl der Energieverbrauch an sich keine direkten umweltschädigenden Einflüsse ausübt und
damit keine Umweltkategorie im klassischen Sinn darstellt, soll er aufgrund seiner Funktion als
Leitindikator dennoch in die Wirkungsabschätzung mit aufgenommen werden. So zeigen sich
beispielsweise bei der Betrachtung der Nutzungsphase von Automobilen nahezu vollständige
KAPITEL 3:
SEITE 36
Korrelationen zwischen dem Energieverbrauch und dem durch die Verbrennung des Kraftstoffes verursachten Ressourcenabbau und Treibhauspotential einerseits. Andererseits muß einschränkend hinzugefügt werden, daß diese Korrelationen nicht zwangsläufig auftreten müssen,
denkt man an die energieverbrauchsunabhängigen Emissionen der limitierten Schadstoffe CO,
HC und NOx infolge der Abgasnachbehandlung mit Dreiwegekatalysator.
Im Juni 1997 wurde erstmals eine umfassende VDI-Richtlinie zum Themenkomplex Kumulierter Energieaufwand und zur Erstellung von Energiebilanzen publiziert. Der Kumulierte
Energieaufwand (KEA) gibt nach [VDI4600 97] die Gesamtheit des primärenergetisch bewerteten Aufwands an, der im Zusammenhang mit der Herstellung, Nutzung und Beseitigung eines
ökonomischen Gutes (Produkt oder Dienstleistung) entsteht bzw. diesem ursächlich zugewiesen werden kann. Der KEA berechnet sich aus den Endenergien EEi, den Nichtenergetischen
Verbräuchen NEVj (stofflicher Verbrauch der in der nationalen Energiestatistik erfaßten Energieträger, z.B. Werkstoffe aus fossilen Rohstoffen) sowie den Stoffgebundenen Energieinhalten
SEIk (stofflicher Verbrauch der in der nationalen Energiestatistik nicht erfaßten Energieträger,
z.B. Werkstoffe aus Biomasse), die über ihre jeweiligen Bereitstellungswirkungsgrade g primärenergetisch bewertet werden (Gl. 3.5). Der Bereitstellungsaufwand von Stoffen errechnet
sich dabei aus dem Verhältnis des Heizwertes Hu des Stoffes am Einsatzort zum KEA für die
Bereitstellung [VDI4600 97].
Kum. Energieaufw. KEA =
 EEi  m  NEV j  n  SEI k 
 + ∑

 + ∑ 
 [MJ bzw. kWh]
∑
g j  k =1  g k 
i =1  g i 
j =1 
l
Gl. 3.5
Für bisherige, überwiegend auf nicht regenerativen Primärenergien beruhenden Energiebereitstellungsverfahren scheint der KEA ein geeigneter Grobindikator zur Beurteilung der Umweltverträglichkeit von Produkten zu sein. Betrachtet man aber regenerative Energiebereitstellungssysteme wie z.B. die Photovoltaik, so ergibt sich infolge des bislang geringen Bereitstellungswirkungsgrades (gPhotovoltaik < 0,15; gMix, Deutschland ca. 0,30) eine Benachteiligung solcher Endenergiebereitstellungsverfahren. Für eine vergleichende Bewertung regenerativer und nicht
regenerativer Energiebereitstellungsverfahren sollte daher eine Aufteilung des Energieaufwandes in regenerative und nicht regenerative Energieaufwendungen vorgenommen werden und
nur der nicht regenerative Verbrauch in die Bewertung einfließen. Zudem müßten aufgrund des
i.d.R. höheren Herstellaufwandes regenerativer Kraftanlagen [VDI4600 98] die anteiligen
Aufwendungen der Anlagenerstellung auf die Endenergie umgeschlagen werden.
KAPITEL 3:
3.3.2
SEITE 37
Ressourcenabbau
Der Ressourcenabbau soll auf die endliche Verfügbarkeit von Rohstoffen hinweisen. Zudem
führen zunehmende Rohstoffverknappungen dazu, auch schwieriger zu erschließende Rohstoffquellen zu explorieren, womit i.d.R. höhere Umweltbelastungen verbunden sind. Hieraus
ergibt sich ein Bedarf, die unterschiedlichen Knappheiten verschiedener Ressourcen zu bewerten. Ressourcen lassen sich in stoffliche und energetische, diese wiederum in regenerative und
nicht regenerative Ressourcen einteilen. Für die regenerativen Ressourcen gilt, daß die Abbaurate nicht deren Regenerationsrate übersteigen darf. D.h. in Analogie zum kaufmännischen
Wirtschaften darf nur von den Zinsen, nicht aber vom Kapitalstock gelebt werden, sonst tritt
zwangsläufig eine immer schnellere Reduzierung des ökologischen Kapitalstockes mit zunehmendem Zeithorizont zu Tage.
Die nicht regenerativen Ressourcen setzen sich aus den energetischen und mineralischen Ressourcen zusammen. Während die energetischen Ressourcen verbraucht, d.h. in stofflose Energieformen gewandelt werden können, zeichnen sich aus mineralischen Ressourcen gewonnene
Werkstoffe, wie z.B. Eisen und Aluminium als Kreislaufgüter aus, die je nach Verfahrenstechnik der Verwertung einer mehr oder minder großen Materialdissipation unterworfen sind. Eine
weitere Aufteilung der Ressourcen kann nach Tabelle 3.3 vorgenommen werden.
Tabelle 3.3: Aufteilung der Welt-Ressourcen (nach [BGR 99])
Kumulierte Förderung
Gesamtpotential
Gesamtressourcen / Verbleibendes Potential
Reserven
Ressourcen
Technisch und
wirtschaftlich gewinnbar
nachgewiesen, derzeit technisch und /
oder wirtschaftlich
nicht gewinnbar
nicht nachgewiesen,
geologisch möglich
Zur Quantifizierung des Ressourcenabbaus RA werden nach [HEIJUNGS 92] die von dem Produkt verursachten Ressourcenbeanspruchungen βk (Sachbilanzvektor) ins Verhältnis zu den
technisch und wirtschaftlich gewinnbaren Vorräten, d.h. den Reserven Rk, gesetzt (Gl. 3.6). Der
Skalierungsfaktor 1012 dient lediglich dazu, handhabbare Zahlendimensionen zu erzielen. Die
von der Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe (Hannover) ermittelten Reserven
[BGR 97] sollen als Berechnungsgrundlage für die Beschreibung des Ressourcenabbaus dienen
(vgl. Anhang A 2.1).
KAPITEL 3:
βk
k =1 Rk
SEITE 38
s
Ressourcenabbau
3.3.3
RA = 10 12 ⋅ ∑
[--]
Gl. 3.6
Treibhauspotential
Unter dem Treibhauseffekt versteht man die Erwärmung der Erdatmosphäre, die mit der beeinträchtigten Wärmeabstrahlung in den Weltraum verbunden ist. Kohlendioxid, Wasserdampf,
Aerosole und Spurengase lassen die in die Erdatmosphäre eintretende kurzwellige Sonnenstrahlung (UV-Strahlung) weitgehend ungehindert passieren. Beim Auftreten auf die Erdoberfläche wird diese Strahlung in Wärme und langwellige Wärmestrahlung (IR-Strahlung) umgesetzt. Die reflektierte IR-Strahlung wird hauptsächlich von Wasserdampf, Kohlendioxid,
Methan, FCKW und Distickstoffoxid absorbiert und somit an der Abstrahlung in den Weltraum gehindert. Dieses Phänomen hat in den letzten 100 Jahren zu einer unerwünschten Temperaturerhöhung in der Troposphäre um + 0,45 °C geführt [SCHÄFER 93; LENZ 95].
Im Rahmen der folgenden Wirkungsabschätzung soll allerdings nicht der Treibhauseffekt, sondern lediglich das Potential zur Beeinträchtigung der Wärmeabstrahlung (Treibhauspotential)
anhand der unterschiedlichen Absorptionsfähigkeiten treibhausrelevanter Gase beschrieben
werden. Das Treibhauspotential (Global Warming Potential) einer Substanz k ergibt sich nach
[HEIJUNGS 92] aus dem Wärmestrahlung-Absorptionskoeffizienten ak des betrachteten Gases k
multipliziert mit dessen Konzentration ck zum Zeitpunkt t im Vergleich zu den korrespondierenden Werten der Bezugssubstanz CO2 (Gl. 3.7). Aufgrund unterschiedlicher Verweilzeiten
verschiedener Gase in der Atmosphäre ergeben sich je nach betrachtetem Zeithorizont T auch
unterschiedliche GWP-Äquivalenzwerte. Derzeit stehen GWP-Werte für die Horizonte 20, 100
und 500 Jahre zu Verfügung. Üblicherweise wird das GWP100 für die Berechnungen herangezogen.
T
Global Warming Potential
GWPT ; k =
∫a
k
⋅ c k ( t ) dt
0
[CO2-Äquiv.]
T
∫a
CO2
Gl. 3.7
⋅ cCO2 ( t ) dt
0
Als Berechnungsgrundlage sollen die vom Intergovernmental Panel on Climate Change
[IPCC 96] ermittelten GWP-Werte herangezogen werden (Anhang A 2.2). Bei der Berechnung
KAPITEL 3:
SEITE 39
des Gesamt-Treibhauspotentials des untersuchten Produktes werden schließlich die treibhausrelevanten Substanzen βk der Sachbilanz mit ihren jeweiligen Treibhauspotentialen GWP100; k
gewichtet und aufsummiert (Gl. 3.8). Weitergehende Ausführungen zur Treibhausproblematik
sind in [BMUNR 97; HOUGHTON 92; GLOBALCHANGE 98 und FCCC 98] zu finden.
s
Gesamttreibhauspotential
GWPges = ∑ β k ⋅ GWP100; k
[kg CO2-Äquiv.]
Gl. 3.8
k =1
3.3.4
Stratosphärisches Ozonabbaupotential
Das stratosphärische Ozonabbaupotential gehört ebenso wie das Treibhauspotential zu den
bereits etablierten Umweltkategorien, über dessen Bestimmung allgemeiner wissenschaftlicher
Konsens herrscht [FINNVEDEN 97]. Ozon (O3) tritt sowohl in der Stratosphäre (ca. 90 %) als
auch in vermindertem Ausmaß in der Troposphäre (ca. 10 %) auf. Die ökologischen Wechselwirkungen sind jedoch grundlegend verschieden. Der stratosphärische Ozonmantel, der insbesondere über der Antarktis einen starken Rückgang erfahren hat (antarktisches „Ozonloch“),
schützt aufgrund seines Absorptionsvermögens an UV-B- (µ 319-286 nm) und UV-CStrahlung (µ 285-40 nm) das Leben auf der Erde, während die seit Beginn der Industrialisierung verzeichnete Zunahme an troposphärischem (bodennahem) Ozon in der nördlichen Hemisphäre mit toxikologischen Auswirkungen verbunden ist. Diese sollen durch die Umweltkategorie des photochemischen Oxidantienbildungspotentiales gesondert Berücksichtigung finden.
Als Folgen des stratosphärischen Ozonabbaus werden Tumorindikationen (Haut- und Augenkrebs), Mutationen der Erbsubstanz, aber auch Störungen der Photosynthese sowie Abnahmen
des Meeresplanktons angeführt [METZ 96; SAUR 98; WMO/UNEP 95].
Das durch Auf- und Abbauprozesse charakterisierte dynamische Gleichgewicht der stratosphärischen Ozonkonzentration wird durch die Emission von Halogenkohlenwasserstoffen gestört.
Diese werden in der Stratosphäre durch die energiereiche UV-Strahlung zerstört und führen
über die hierbei freigesetzten katalytisch wirksamen Chlor- und Bromradikale einen Abbau der
Ozonmoleküle herbei. Als Schlüsselparameter für das Zerstörungspotential verschiedener Halogenkohlenwasserstoffe haben sich die Anzahl der Halogenatome sowie deren atmosphärische
Lebensdauer erwiesen [ENQUETE 90; SAUR 98]. Zur Bestimmung der Ozonschädigungspotentiale unterschiedlicher Halogenkohlenwasserstoffe wird im folgenden auf das in
[HEIJUNGS 92] beschriebene klassische Modell der CML-Methodik zurückgegriffen. Das
KAPITEL 3:
SEITE 40
Ozonabbaupotential (Ozone Depletion Potential, ODP) wird nach Gl. 3.9 durch das Verhältnis
des von der betrachteten Substanz k ausgehenden Ozonabbaus δ [O3]k zum Abbau δ [O3]FCKWR11
der gleichen Emissionsmenge des Referenz-FCKW R11 definiert.
Ozone Depletion Potential
ODPk =
δ [O3 ]k
δ [O3 ]FCKW − R11
[FCKW-R11-Äquiv.]
Gl. 3.9
Von der World Meteorological Organization (WMO) wurden 1995 Ozonabbaupotentiale für
halogenierte Kohlenwasserstoffe im Rahmen von Modellrechnungen ermittelt. Diese in Anhang A 2.3 aufgeführten ODP-Werte bilden die Grundlage für die Bestimmung des GesamtOzonabbaupotentiales der betrachteten Produktalternative (Gl. 3.10). Vertiefende Betrachtungen zu den Ozonabbaumechanismen bzw. den ODP-Modellrechnungen werden in
[ENQUETE 90] bzw. [WMO/UNEP 95] vorgenommen.
s
Gesamtozonabbaupotential
ODPges = ∑ β k ⋅ ODPk
[kg FCKW-R11-Äquiv.]
Gl. 3.10
k =1
3.3.5
Versauerungspotential
Durch die Reaktion von Schwefeldioxid und Stickoxiden mit in der Troposphäre existentem
Wasser tritt eine Versauerung der Niederschläge ein („Saurer Regen“), die negative Wirkungen
auf menschliche Gesundheit, Vegetation (neuartige Waldschäden), Böden (Bodenversauerung)
und Gewässer („Umkippen“ von Gewässern) ausübt. Die Quantifizierung des Versauerungspotentiales APk (Acidification Potential) verschiedener Substanzen k erfolgt nach
[HEIJUNGS 92] anhand der Anzahl an H+-Ionen νk, die, auf die molare Masse des betrachteten
Stoffes Mk bezogen, im Verhältnis zur Referenzsubstanz SO2 freigesetzt werden können
(Gl. 3.11 und Anhang A 2.4).
Acidification Potential
APk =
νk / Mk
ν SO / M SO
2
[SO2-Äquiv.]
Gl. 3.11
2
Der Gesamtbeitrag eines Produktes zum Versauerungspotential errechnet sich durch Multiplikation der versauerungsrelevanten Sachbilanzwerte mit ihren jeweiligen Versauerungspotentialen nach Gl. 3.12. Eine Vertiefung der Thematik wird in [BLAU 95] vorgenommen.
KAPITEL 3:
SEITE 41
s
Gesamtversauerungspotential
APges = ∑ β k ⋅ APk
[kg SO2-Äquiv.]
Gl. 3.12
k =1
3.3.6
Eutrophierungspotential
Eutrophierung bezeichnet eine durch Stickstoff- bzw. Phosphorverbindungen verursachte
Überdüngung von Böden (terrestrische Eutrophierung) oder Gewässern (aquatische Eutrophierung). Die negativen potentiellen Auswirkungen der Eutrophierung führen beispielsweise
bei der Eutrophierung von Oberflächengewässern zu einem schnelleren Algenwachstum, was
seinerseits mit einer verminderten Photosynthese und damit mit einer geringeren Sauerstoffproduktion in tieferen Wasserschichten verbunden ist und somit tendenziell die Lebensgrundlage der Fische einschränkt (Fischsterben). Die Eutrophierung von Böden dagegen geht mit
einer verstärkten Anfälligkeit der überdüngten Pflanzen gegenüber Krankheiten und Schädlingen sowie mit Nitrat-Akkumulationen sowohl in der Pflanze als auch im Grundwasser einher,
die wiederum bei einer weiteren Reduktion zu Nitrit toxikologisch bedenkliche Auswirkungen
auf die Nahrungskette des Menschen ausüben [HEIJUNGS 92; GABI 99/1; SAUR 98].
Eine Quantifizierung des Eutrophierungspotentiales (EPk) erfolgt in Analogie zur Vorhergehensweise bei der Bestimmung des Versauerungspotentiales nach [HEIJUNGS 92] über die Anzahl an eutrophierungswirksamen N- bzw. P-Anionen νk, die auf die molare Masse des betrachteten Stoffes Mk bezogen, im Verhältnis zur Referenzsubstanz PO43- (Phosphat-Anion)
freigesetzt werden können (Gl. 3.13 und Anhang A 2.5). Für die Ermittlung des GesamtEutrophierungspotentiales sind die Emissionen der Sachbilanz mit ihren eutrophierungsrelevanten Äquivalenzwerten nach Gl. 3.14 zu multiplizieren und aufzuaddieren. Auch zu dieser
Thematik sind weitergehende Betrachtungen in [BLAU 95] zu finden.
EPk =
ν k /M k
ν PO /M PO
3−
4
[ PO43− -Äquiv.]
Gl. 3.13
[kg PO43− -Äquiv.]
Gl. 3.14
3−
4
s
Gesamteutrophierungspotential
EPges = ∑ β k ⋅ EPk
k =1
KAPITEL 3:
3.3.7
SEITE 42
Photochemisches Oxidantienbildungspotential
Stickstoffoxide (NOx), Kohlenwasserstoffe (HC) und Kohlenmonoxid (CO) begünstigen unter
der Einwirkung von Sonnenlicht die Bildung von atomarem Sauerstoff (O), der wiederum mit
dem Luftsauerstoff zu troposphärischem Ozon (O3) reagiert. Die NO2-Photolyse stellt dabei die
Grundreaktion für die Ozonbildung dar (Gl. 3.15). Hieraus ergibt sich eine Abhängigkeit der
Ozonkonzentration vom NO2/NO-Konzentrationsverhältnis. Zudem haben Kohlenwasserstoffe
die Eigenschaft, über die Bildung von Peroxiden eine weitere Oxidierung des Stickstoffmonoxides herbeizuführen, wodurch bei starker Sonnenstrahlung die Ozonbildung verstärkt wird.
Bei Lichtarmut dagegen findet eine Umkehrung des Prozesses statt [SAUR 98].
NO2-Photolyse
NO2 + O2 ⇔ NO + O3
Gl. 3.15
Die Auswirkungen der photochemischen Oxidantienbildung (auch als „Sommer-Smog“ bzw.
„Los Angeles-Smog“ bezeichnet) sind vielfältig und reichen von Vegetationsschäden bis zu
toxikologischen Erscheinungen. Beim Menschen verursacht Ozon in entsprechender Konzentration Augen- und Schleimhautreizungen sowie Atemnot, insbesondere bei körperlichen Anstrengungen. Gesundheitsunbedenklich gelten Konzentrationen bis 120 µg/m3 [SCHÄFER 93].
Die Quantifizierung des photochemischen Oxidantienbildungspotentiales (POCP, Photochemical Ozone Creation Potential) findet nach [HEIJUNGS 92] über die Abhängigkeit der Ozonkonzentration ak von der VOC-Emission bk (Volatile Organic Compound; HC-Emission) im Verhältnis zu der Referenzsubstanz Ethylen innerhalb eines definierten Zeitraumes statt (Gl. 3.16).
Photochem. Oxidantienbildungspot.
POCPk =
a k /bk
a C2 H4 /bC2 H4
[Ethylen-Äquiv.]
Gl. 3.16
Die Emissionen der Sachbilanz βk sind wiederum mit ihren jeweiligen POCP-Werten zu gewichten und zu summieren (Gl. 3.17). Die zur Anwendung kommenden POCP-Äquivalenzwerte sind in Anhang A 2.6 aufgeführt. Eine weitere Vertiefung der Thematik wird in
[DERWENT 91; GABI 99/1; METZ 96 und NICHOLS 96] vorgenommen.
s
Gesamtoxidantienbildungspotential
POCPges = ∑ β k ⋅ POCPk
k =1
[kg Ethylen-Äquiv.]
Gl. 3.17
KAPITEL 3:
3.3.8
SEITE 43
Toxizitätspotential
Obwohl beispielsweise die kanzerogene Gefährdung einer Reihe von Substanzen, wie z.B. Asbest, Benzol und einigen Vertretern der PAH’s, eindeutig nachgewiesen ist [METZ 00], stellt
die Abschätzung des Toxizitätspotentiales verschiedener Substanzen auf Mensch und Ökosystem innerhalb der ökobilanziellen Wirkungsabschätzung bislang eine der umstrittendsten
Umweltkategorien dar. Dies ist v.a. auf die äußerst komplexen Wirkungsmechanismen von der
Schadstoffemission über deren Exposition bis hin zur Rezeption zurückzuführen, die in Wirkungsabschätzungsmodellen oftmals nur unzureichend nachgebildet werden können. Zudem ist
die toxische Wirkung verschiedener Schadstoffe bei nichtlinearer Dosis-Wirkungsbeziehung
von der Hintergrundbelastung abhängig, so daß diesbezügliche Informationen ebenso wie etwaige Abbaureaktionen der Schadstoffe in das Toxizitätsmodell einbezogen werden müßten.
Zur Beurteilung der Toxizität verschiedener Substanzen wurden in jüngster Vergangenheit eine
Reihe von Modellen entwickelt [AHBE 90; ASSIES 94; GUINÉE 96; HEIJUNGS 92; JOLLIET 96].
Ein Vergleich dieser Methoden zeigt allerdings, daß lediglich die Critical Surface-Time 95
[JOLLIET 96] sowie das LCA Impact Assessment of Toxic Releases [GUINÉE 96] eine vollständige Modellierung sowohl der Schadstoffexposition als auch der potentiellen Effekte beinhaltet.
Abhängigkeiten von der Hintergrundkonzentration der Schadstoffe sowie räumliche Differenzierungen der Schadstoffexpositionen könnten zwar über entsprechend differenzierte Expositions- und Effektfaktoren einbezogen werden, unterbleiben jedoch beim derzeitigen Entwicklungsstand auch bei diesen Modellen. Im folgenden wird das von GUINÉE
ET AL.
entwickelte
LCA Impact Assessment of Toxic Releases vorgestellt.
Die Risikoabschätzung toxischer Substanzen erfolgt hierbei auf Basis des vom National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM) in Zusammenarbeit mit weiteren
niederländischen Forschungsinstituten entwickelten Ausbreitungs- und Wirkungsmodelles
USES 1.0 (Uniform System for the Evaluation of Substances). Ausgehend von der Schadstoffemission werden über ein Distributionsmodell die unterschiedlichen Schadstoffkonzentrationen
in den Umweltkompartimenten Luft, Wasser und Boden berechnet. Über die in USES 1.0 implementierten Rezeptionsmodelle lassen sich hieraus Risikoabschätzungen für die Toxizitätskategorien aquatische und terrestrische Ökotoxizität sowie Humantoxizität vornehmen.
KAPITEL 3:
SEITE 44
Die Höhe des toxikologischen Risikos einer Substanz k wird dabei für die Ökotoxizitäten über
das Verhältnis aus erwarteter Expositionskonzentration PEC (Predicted Environmental Concentration) und der Höhe der Schwellenkonzentration PNEC (Predicted No-Effect Concentration), bei der keine Schäden zu erwarten sind, abgeschätzt. Setzt man die hierbei ermittelten
Werte in Bezug zu den korrespondierenden Werten der Referenzsubstanz 1,4-Dichlorbenzol, so
ergeben sich hieraus die Äquivalenzwerte für das aquatische (AETP: Aquatic Ecotoxicity Potential) und das terrestrische Ökotoxizitätspotential (TETP: Terrestrial Ecotoxicity Potential)
der betrachteten Substanz in den Kompartimenten Luft, Wasser und Boden (Gl. 3.18 und 3.19).
AETPk , compartment =
TETPk , compartment =
 PECwater, k, compartment 


 PNECaquatic ecosystems, k 
 PECwater, 1,4− dichlorobenzene, water 


 PNECaquatic ecosystems, 1,4 − dichlorobenzene 
[1,4-Dichlorbenzol-Äquiv.]
 PECagricultural soil, k, compartment 


 PNECterrestrial ecosystems, k 
 PECagricultural soil, 1,4 − dichlorobenzene, industrial soil 


 PNECterrestrial ecosystems, 1,4 −dichlorobenzene 
Gl. 3.18
[1,4-Dichlorbenzol-Äquiv.] Gl. 3.19
Bei der Ermittlung des aquatischen Ökotoxizitätspotentiales findet sowohl die Emission der
Referenzsubstanz als auch die Effektmessung im Kompartiment Wasser statt, während das 1,4Dichlorbenzol bei der Bestimmung des terrestrischen Ökotoxizitätspotentiales in industriellen
Boden emittiert wird und die Effektmessung in agrarischem Boden erfolgt. Die toxische Wirkung der zu untersuchenden Substanzen wird jedoch für verschiedene Emissionsmedien (Luft,
Wasser und Boden) abgeschätzt. Die Referenzsubstanz 1,4-Dichlorbenzol weist bei Emission
in Wasser somit zwar per Definition den Äquivalenzwert 1 auf, bei Emission in Luft fällt deren
aquatisches ökotoxisches Potential mit einem Wert von 0,011 allerdings geringer aus
[GUINÉE 96]. Insgesamt ergeben sich hieraus je Toxizitätskategorie 3 Äquivalenzwerte, je
nachdem, in welches Kompartiment der Schadstoff emittiert wird.
Die Berechnung des Humantoxizitätspotentiales erfolgt nicht über PEC/PNEC-Verhältnisse,
sondern auf Basis sogenannter MOS-Werte (Margin of Safety). Diese Kenngrößen ergeben sich
aus der Relation von akzeptabler täglicher Schadstoffaufnahme (ADI: Acceptable Daily Intake)
zu vorhergesagter täglicher Schadstoffaufnahme (PDI: Predicted Daily Intake). Als Ver-
KAPITEL 3:
SEITE 45
gleichsmaßstab zur Abschätzung des humantoxikologischen Risikos wird wiederum der MOSWert der Referenzsubstanz 1,4-Dichlorbenzol herangezogen, woraus sich die HumantoxizitätsÄquivalenzwerte (HTP: Human Toxicity Potential) toxikologisch wirksamer Substanzen für
die unterschiedlichen Kompartimente Luft, Wasser und Boden ableiten lassen [GUINÉE 96]:
HTPk, compartment =
MOS1,4− dichlorobenzene, air
MOS k, compartment
[1,4-Dichlorbenzol-Äquiv.]
Gl. 3.20
Die Äquivalenzwerte verschiedener Substanzen für die aquatischen und terrestrischen Ökotoxizitäten sowie für die Humantoxizitäten beziehen sich auf USES 1.0 und sind in
[GABI 99/1] enthalten. Zur Berechnung der Gesamttoxizitätspotentiale werden die toxizitätsrelevanten Substanzen βk der Sachbilanz mit ihren jeweiligen Toxizitätswerten gewichtet und
für jedes Kompartiment aufsummiert (Gl. 3.21 - 3.23). Die Ergebnisse werden in kg 1,4Dichlorbenzol-Äquivalenten angegeben. Ferner werden sowohl die aquatische als auch die
terrestrische Ökotoxizität zu einem Ökotoxizitätssummenwert addiert [GABI 99/1; GUINÉE 96].
s
s
s
k =1
k =1
k =1
Ökotox aquat .ges = ∑ (AETPk, air ⋅ bk , air ) + ∑ (AETPk, water ⋅ bk , water ) + ∑ (AETPk, soil ⋅ bk , soil ) Gl. 3.21
s
s
s
k =1
k =1
k =1
Ökotox terr.ges = ∑ (TETPk, air ⋅ bk , air ) + ∑ (TETPk, water ⋅ bk , water ) + ∑ (TETPk, soil ⋅ bk , soil )
s
s
s
k =1
k =1
k =1
Humantox ges = ∑ (HTPk, air ⋅ bk , air ) + ∑ (HTPk, water ⋅ bk , water ) + ∑ (HTPk, soil ⋅ bk , soil )
3.4
Gl. 3.22
Gl. 3.23
Auswertung
Ziel der Auswertung ist es, anhand der Ergebnisse der Wirkungsabschätzung eine Aussage über
die ökologische Rangfolge der untersuchten Produktvarianten abzuleiten.
3.4.1
Normierung
Die Normierung der errechneten Werte der Wirkungsbilanz stellt die Verhältnismäßigkeit des
vom Produkt verursachten Umwelteffektes zum Gesamtumwelteffekt dar. Die im Rahmen der
Wirkungsbilanz errechneten Gesamtwirkungspotentiale werden hierzu in Relation zur jährli-
KAPITEL 3:
SEITE 46
chen Belastung der Umweltkategorie gesetzt. Als Bezug soll die weltweite jährliche Umweltbelastung der einzelnen Umweltkategorien pro Einwohner dienen (Tabelle 3.4).
Tabelle 3.4: Normierungswerte − Vergleichswerte pro Einwohner und Jahr [GABI 99/1; BGR 97]
Umweltkategorie
Energieverbrauch
Ressourcenabbau
Treibhauspotential
Ozonabbaupotential
Oxidantienbildungspot.
Ökotoxizität
Humantoxizität
Einheit
MJ
dimensionslos
kg CO2-Äq.
kg R11-Äq.
kg SO2-Äq.
kg PO43--Äq.
kg C2H4-Äq.
kg Benzol-Äq.
kg Benzol-Äq.
Deutschland
174 000
199,8
13 900
0,013
77,2
8,4
1,68
7
150
EU
190 000
363,9
11 900
0,22
78,1
12,1
2,24
12
200
OECD
178 000
203,1
14 000
0,27
89,4
9,5
2,13
8
160
Welt
64 000
159,8
7 100
0,21
57,2
15,1
0,75
2
60
Die Ergebnisse der normierten Wirkungsabschätzung können in einem Spinnennetz-Diagramm
dargestellt werden. Aus dem fiktiven Beispiel in Bild 3.12 läßt sich einerseits ablesen, daß beispielsweise der Energieverbrauch des Produktes A mehr als 3 mal so hoch ist als der durchschnittliche jährliche Pro-Kopf-Energieverbrauch. Andererseits wird die Belastung der unterschiedlichen Umweltkategorien untereinander relativiert. So liegt die Inanspruchnahme der
Kategorien Ozonabbau und Humantoxizität in dem Beispiel um eine Größenordnung niedriger
als die Pro-Kopf-Belastung der restlichen Kategorien.
Humantoxizität
Energieverbrauch
3,5
3
2,5
2
Ressourcenabbau
1,5
1
0,5
0
Ökotoxizität
Photochem. Ozonbildung
Treibhauspotential
Ozonabbau
Produkt A
Eutrophierung
Versauerung
Bild 3.12: Spinnennetz-Darstellung einer normierten Wirkungsbilanz (fiktives Beispiel)
Produkt B
KAPITEL 3:
3.4.2
SEITE 47
Bewertung
Aus wissenschaftlicher Sicht stellt der Bewertungsschritt eine der am schwierigsten operationalisierbaren Teilschritte der Ökobilanzierung dar. Eine Reduktion komplexer Sachverhalte auf
einfache und dennoch aussagekräftige Größen war zwar im Bereich der Wirkungsabschätzung
noch auf wissenschaftlicher Grundlage möglich. Eine weitere Aggregation der in den unterschiedlichen Umweltkategorien berechneten potentiellen Umwelteffekte kann nun jedoch nur
noch anhand überwiegend subjektiv wertender Elemente erfolgen, wie der Methodenvergleich
in Anhang A 1 zeigt. Erwartet der Auftraggeber der Bilanzierungsstudie dennoch eine eindeutige Entscheidungsgrundlage, so empfiehlt sich aus Gründen der Transparenz eine Aggregation
der Wirkungsbilanzergebnisse auf Basis eines nutzwertanalytischen Ansatzes (Gl. 3.24).
Tabelle 3.5: Wertsysteme zur Gewichtung der Umweltkategorien (Umfrageergebnisse aus [SAUR 98])
Umweltkategorie (UK)
Energieverbrauch
Ressourcenabbau
Treibhauspotential
Ozonabbaupotential
Oxidantienbildungspot.
Ökotoxizität
Humantoxizität
Automobilbranche gUK [%]
Elektrobranche gUK [%]
18,1
11,2
24,6
11,6
4,7
1,3
5,1
5,8
17,6
5,2
27,1
5,7
4,7
1,5
0,6
0,1
23,6
31,5
Ökologischer Gesamtaufwand des Bauteils
ÖAges , Bauteil i = ∑
UK
WPges , UK
N UK
⋅ gUK
Gl. 3.24
Die Wichtungen gUK der in den einzelnen Umweltkategorien ermittelten normalisierten Gesamtwirkungspotentiale WPges,
UK
/ NUK sollten sich an den ökologischen Strategiezielen des
Unternehmens orientieren. Von [SAUR 98] wurde in diesem Zusammenhang eine Umfrage in
der Elektro- und Automobilbranche durchgeführt. Bereits in diesen beiden Industriebranchen
divergiert die ökologische „Wertschätzung“ der unterschiedlichen Umweltkategorien zum Teil
erheblich (Tabelle 3.5). Hier manifestiert sich wiederum, daß nach heutigem Erkenntnisstand
jeglicher Bewertungsschlüssel subjektiver Natur ist. Deshalb sollte im Falle einer vollständigen
Aggregation der Bilanzergebnisse eine explizite Trennung zwischen weitgehend objektiver
Wirkungsabschätzung und subjektiver Bewertung vorgenommen werden, so daß auch bei einer
Vollaggregation (Single Score) die Wirkungsabschätzung gesondert eingesehen werden kann.
KAPITEL 3:
3.4.3
SEITE 48
Unsicherheitsbetrachtung
Bei der Erstellung einer Ökobilanz wird auf eine Vielzahl von Daten zum Teil verschiedenartigster Herkunft und Qualität zurückgegriffen (gemessene, berechnete oder geschätzte Daten,
Literaturdaten, allgemein gemittelte oder spezifische Daten). Die hiermit verbundenen unterschiedlichen statistischen Unsicherheiten in den Absolutwerten dieser Eingangsgrößen (z.B. im
Falle eines schwankenden Minderverbrauchswertes C) können die Stabilität des Gesamtergebnisses einer Ökobilanz stark beeinträchtigen, so daß im Extremfall eines instabilen Bilanzergebnisses keine eindeutige Aussage mehr über die ökologische Rangfolge der untersuchten
Produktalternativen möglich ist.
Zur Erfassung statistischer Unschärfen in Ökobilanzen sind derzeit eine Reihe von Verfahren
in Entwicklung. Im einzelnen sind dies stochastische Methoden auf Basis der klassischen physikalischen Fehlerrechnung bzw. Fehlerfortpflanzungsrechnung [KLÖCKNER 96], auf FuzzySets gestützte Abschätzungsverfahren [POHL 96; ROŠ 96; WECKENMANN 98] sowie Unsicherheitssimulationen nach der Monte Carlo Methode [TEAM 98]. All diese Ansätze benötigen als
Eingangsgrößen Informationen über statistische Fehlerintervalle der betrachteten Prozesse, um
daraus den Gesamtfehler der Prozeßkette bestimmen zu können. Für die unterschiedlichen Prozeßparameter liegen i.d.R. allerdings weder Angaben über Verteilungstyp (z.B. Normal-, Exponential-Verteilung) noch über Streuung (Standardabweichung, Varianz) vor, so daß die Praxistauglichkeit dieser statistischen Modelle bislang an der Datenverfügbarkeit scheitert.
Um dennoch eine Aussage zur Stabilität des erzielten Bilanzergebnisses machen zu können,
wird vorgeschlagen, anhand von Szenarien die Sensitivität des Gesamtergebnisses auf einzelne
Parametervariationen zu beschreiben. Neben der Bilanzierung auf Basis der als realistisch erachteten Datengrundlage sollen über Parametervariationen zusätzlich für alle Produktalternativen sowohl pessimistische als auch optimistische Lebenszyklusmodelle aufgestellt werden. Die
jeweils ungünstigsten Modelle der verschiedenen Produkte werden anschließend gegenübergestellt und zu den Szenarien „Real“, „Leichtbaupessimistisch“ und „Leichtbauoptimistisch“ zusammengefaßt. Zeigt sich für eine betrachtete Wirkungskategorie, daß in allen 3 Szenarien die
Rangfolge „Produkt A besser als Produkt B“ gilt, so ist das Ergebnis auch unter Berücksichtigung statistischer Unschärfen stabil. Ergibt sich hingegen in einem der Szenarien eine von dem
Realszenario abweichende Priorisierung der Produktalternativen, so ist das Ergebnis instabil.
Die aus dem Realszenario resultierende Priorisierung ist damit nicht signifikant.
KAPITEL 4: LEBENSZYKLUSMODELLIERUNG VON AUTOMOBILBAUTEILEN
4
SEITE 49
LEBENSZYKLUSMODELLIERUNG VON AUTOMOBILBAUTEILEN
Das Ziel dieses Kapitels ist es, aufbauend auf den vorangegangenen allgemeinen Grundlagen
der Systemmodellierung (vgl. Abschnitt 3.2), Verfahren aufzuzeigen, mit denen die ergebnisdominanten fahrzeugspezifischen Stoff- und Energieströme des in die Phasen Herstellung, Nutzung und Verwertung unterteilten Automobillebenszyklusses methodisch exakter erfaßt werden
können. Die an verschiedenen Sachbilanzen durchgeführten Sensitivitätsanalysen ergeben
übereinstimmend, daß neben den prozeßspezifischen Gegebenheiten, die etwa durch die Verfahrenstechnik, aber auch durch den länderspezifischen Strommix gekennzeichnet sind, insbesondere die methodische Bewertung von Sekundärstoffen im Rahmen der Herstellungs- und
Verwertungsphase sowie die Höhe der angesetzten Minderverbrauchskoeffizienten zur Modellierung der Nutzungsphase von Automobilen maßgeblich das Gesamtergebnis der Bilanz bestimmen und deshalb einer methodischen Vertiefung bedürfen.
4.1
Modellierung der Herstellungsphase
Die Modellierung der Herstellungsphase beinhaltet in einem ersten Schritt die Erstellung eines
Flußdiagrammes zur Abbildung der zur Produktherstellung erforderlichen Prozeßkette (vgl.
hierzu auch Abschnitt 3.2.3). Am Beispiel der Aluminiumblechproduktion soll die grundsätzliche Vorgehensweise aufgezeigt werden (Bild 4.1). In einem nächsten Schritt sind für die einzelnen Module der Prozeßkette die exakten Prozeßdaten zu erfassen. Generell wird zwischen
allgemein gemittelten, d.h. über mehrere vergleichbare Produktionsverfahren gemittelte Datensätze, und spezifischen Daten, d.h. auf das konkrete Produktionsverfahren bezogene Daten,
unterschieden. Zur Erhöhung der Aussagekraft der Bilanz sollte soweit als möglich auf spezifisches Datenmaterial zurückgegriffen werden. Infolge unterschiedlicher länderspezifischer Wirkungsgrade der Energiebereitstellung ist es beispielsweise von entscheidender Bedeutung, welcher Produktionsstandort der Bilanzierung zugrunde liegt. So wirkt sich ein Produktionsstandort, der in hohem Maße auf regenerativ erzeugten Strom zurückgreifen kann (z.B. Kanada,
Norwegen), vorteilhaft auf das Bilanzergebnis aus.
Zum Prozeß der Datensammlung gehört auch eine Datenvalidierung [ISO14041 98]. Hier ist
insbesondere auf die Homogenität der Daten (zeitlich, räumlich, vergleichbare Meßgrundlage
etc.) zu achten. Zudem sollten die ermittelten Daten anhand von Massen- und Energiebilanzen
SEITE 50
auf ihre Konsistenz hin überprüft werden. In diesem Zusammenhang gilt es auch, Datenlücken
offenzulegen und gegebenenfalls durch begründete Werte zu schließen. Diese treten beispielsweise dadurch auf, daß für manche Module nur wenige Datenkategorien (z.B. nur Emissionen
in Luft) erfaßt werden, während andere Module wiederum sehr umfangreiches Datenmaterial
zu vielen Datenkategorien enthalten (Emissionen in Luft, Wasser und Boden etc.). Für alle
Prozesse sollten daher Informationen zu den in der Wirkungsabschätzung berücksichtigten
Datenkategorien vorliegen.
BauxitBauxitabbau
abbau
Bauxit
AluminiumAluminiumoxid
oxidaus
ausBauxit
Bauxit
NaOH
NaOH
NaOHüber
über
DiaphragmaDiaphragmaverfahren
verfahren
Al2O3
AnodenAnodenherstellung
herstellung
Anode
AluminiumAluminiumElektrolyse
Elektrolyse
Strom, Wärme etc.
Standortspez.
Standortspez.
EnergieEnergiebereitstellung
bereitstellung
Al-Primär
SekundärSekundärAluminium
Aluminium
Al-Sekundär
Altschrott
Al-Barren
Al-Altschrott
OpenOpenLoopLoopRecycl.
Recycl.
AluminiumAluminiumStrangguß
Strangguß
OpenOpenLoopLoopRecycl.
Recycl.
Al-Sekundär
Neuschrott
ClosedClosedLoopLoopRecycl.
Recycl.
Walzen
Al-Blech
Walzenvon
von
AluminiumAluminiumBlech
Blech
Al-Blechbauteil / Altschrott
SekundärSekundärAluminium
Aluminium
Al-Sekundär
AluminiumAluminiumBlechBlechStufenpresse
Stufenpresse
Bild 4.1: Prozeßkette zur Herstellung eines Aluminiumblechbauteils (nach [NEUMANN 96/3])
Nachdem die Module der Prozeßkette erfaßt worden sind, lassen sich die Verknüpfungen zwischen den einzelnen Modulen herstellen. Der in Bild 4.1 gezeigte Produktionsrücklauf an Neuschrott aus der Stufenpresse kann über den Recyclinggrad (vgl. Abschnitt 3.2.4.2) berechnet
werden und läßt sich als Closed-Loop-Recycling modellieren. Im Gegensatz hierzu stellt sich
die Frage, wie der aus einem anderen Produktsystem stammende Sekundärstoff Aluminiumaltschrott bilanziell berücksichtigt werden soll. Ein methodisch ähnliches Problem tritt bei der
Bilanzierung der Verwertungsphase auf, in der das Aluminium-Blechbauteil einem anderen,
bislang unbekannten Produktsystem zur Verfügung gestellt wird. Die methodische Behandlung
von systemüberschreitenden Sekundärstoffen soll aufgrund dieser Analogie bei der Modellierung der Verwertungsphase aufgezeigt werden.
4.2
SEITE 51
Modellierung der Nutzungsphase
Gegenstand der folgenden Ausführungen soll es sein, die als wesentlich erachteten Parameter
der Fahrzeugnutzungsphase abzuleiten. Insbesondere gilt es hierbei, ein Verfahren zur Bestimmung des Kraftstoffminderverbrauches infolge von Gewichtsreduzierungen aufzuzeigen. Im
Rahmen der weiteren Betrachtungen wird alleine der Einfluß einer Verringerung des translatorischen Fahrzeuggewichtes untersucht. Bei einer Reduzierung der rotatorischen Massen des
Fahrzeuges lassen sich prinzipiell darüber hinausgehende Verbrauchseinsparungen erzielen, die
im folgenden allerdings nicht weiter vertieft werden. Ferner gilt es, die Emissionen beim Fahrzeugbetrieb zu erfassen sowie einen geeigneten Zuordnungsschlüssel dieser beiden Größen zu
den betrachteten Bauteilen zu finden. Daneben existieren weitere Einflußgrößen, wie etwa die
zu erwartende Laufleistung des Kraftfahrzeuges, deren Höhe bereits bekannt ist. Die Umweltlasten der Fahrzeugwartung sowie der -reparatur sollen nicht berücksichtigt werden, da sie
i.d.R. von den betrachteten Bauteilvarianten gleichermaßen in Anspruch genommen werden.
4.2.1
Gewichtsinduzierter Kraftstoffminderverbrauch
Die Höhe des durch Leichtbaumaßnahmen zu erzielenden Kraftstoffminderverbrauchs übt einen entscheidenden Einfluß auf die ökologische Amortisation energieintensiv hergestellter
Leichtbaualternativen (Al, Mg, Kunststoffe) aus, wie die Lebenszyklusbetrachtung in Bild 4.2
am Beispiel einer wahlweise in Stahl oder Aluminium darstellbaren Hinterachse des BMW
730i (E38) zeigt. Bei Kraftstoffeinsparungen unterhalb ca. 0,35 l/(100 kg · 100 km) amortisieren sich die höheren energetischen Herstellaufwendungen der Aluminiumachse nicht innerhalb
der durchschnittlichen Laufleistung von 200 000 km. Auf den Gesamtlebenszyklus bezogen
schneidet Stahl in diesem Fall günstiger ab als die Aluminiumalternative. Setzt man hingegen
höhere Werte für den leichtbauinduzierten Minderverbrauch an (C > 0,35 l/(100 kg · 100 km)),
so ist aus energetischer Sicht die Aluminiumvariante vorzuziehen.
Die Beantwortung der Frage nach der Höhe des als realistisch zu erachtenden Minderverbrauchs gestaltet sich weit schwieriger als vermutet. So zeigen bisherige Angaben über gewichtsbedingte Kraftstoffeinsparungspotentiale eine zu große Bandbreite auf, wodurch die
Aussagekraft einer − zumindest aus energetischer Sicht − nutzungsphasedominierten Fahrzeugbilanz stark eingeschränkt wird. Diese enormen Streuungen, die nach [AICHINGER 95], je
nach Interessenlage zwischen 0,15 und 1,0 l/(100 kg · 100 km) betragen, führen daher beim
SEITE 52
Vergleich von Leichtbauteilen mit konventionellen Bauteilen zwangsläufig zu unterschiedlichen Bilanzergebnissen und lassen somit keine eindeutige ökologische Empfehlung zu.
Kumulierter
Kumulierter Energieverbrauch
Energieaufwand[MJ]
[MJ]
Energetische Amortisationsstrecke
30000
25000
20000
Stahl
Al (C=0,3)
15000
Al-Alternativen
Al (C=0,4)
C = 0,6
10000
Al (C=0,5)
C = 0,5
Al (C=0,6)
C = 0,4
5000
St-Alternative
C [l/(100 kg*100 km)]
0
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200
Kilometerleistung
Kilometerleistung[1000
[1000 km]
km]
Bild 4.2: Einfluß des leichtbauinduzierten Kraftstoffminderverbrauchs auf die energetische Amortisation der Aluminium-Bauteilalternativen (BMW 730i (E38) Hinterachse Stahl versus Aluminium)
Gewichtsbedingte Kraftstoffminderverbräuche werden bisher aus den Kraftstoffverbräuchen
verschiedener Fahrzeuge über deren Gewichte anhand von Regressionsgeraden bzw. -kurven
ermittelt (Bild 4.3). Während [RECHS 95 und SCHÄPER 97/2] einen linearen Zusammenhang
zwischen Kraftstoffverbrauch und Fahrzeuggewicht annehmen, geht [AICHINGER 95] von einem exponentiellen Verlauf aus. Die Höhe des Minderverbrauchs ergibt sich schließlich aus
der Steigung der Verbrauchsfunktion. Bei Annahme einer linearen Verbrauchsfunktion wäre
der Minderverbrauchswert C in [l/(100 kg · 100 km)] unabhängig vom betrachteten Gewichtsniveau des Fahrzeugs, während bei einer zugrunde liegenden exponentiellen Verbrauchsfunktion die Höhe des Minderverbrauchswertes vom betrachteten Gewichtsniveau abhängen würde.
Dies würde bedeuten, daß die absolute Verbrauchseinsparung bei schwereren Fahrzeugen größer wäre als diejenige kleinerer Fahrzeuge.
Neben diesen widersprüchlichen Aussagen zur Abhängigkeit des Minderverbrauchswertes vom
Gewichtsniveau eines Fahrzeuges erscheint die Korrelationsanalyse noch aus anderen Gründen
ungeeignet für eine präzise Ableitung des Minderverbrauchs. So werden wesentliche verbrauchsrelevante Unterschiede der verglichenen Fahrzeuge, wie z.B. Motorenkonzept, Übersetzung, Aerodynamik, Reifen und Fahrleistungen vernachlässigt. Das Ziel der folgenden Ausfüh-
SEITE 53
rungen ist es deshalb, auf der Basis fahrphysikalischer Betrachtungen einen analytischen Ansatz zur Bestimmung des Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten (C) von verbrennungsmotorisch betriebenen Pkw abzuleiten, der diese verbrauchsbestimmenden Parameter berücksichtigt.
Die Vorgehensweise hierzu wird am Beispiel des aktuellen BMW 528i (E39) mit manuellem 5-
Kraftstoffverbrauch V [l/100 km]
Ganggetriebe und Hinterachsantrieb verdeutlicht (Fahrzeugdaten in Anhang A 3.1).
Linear-Korrelation
dm
C = dV/dm
dV
dV
C = dV/dm
dm
Exponential-Korrelation
Fahrzeuggewicht m [kg]
Linear-Korrelation
C unabhängig vom Fahrzeuggewicht
C abhängig vom Fahrzeuggewicht
Exponential-Korrelation
Bild 4.3: Bisherige Bestimmung des gewichtsinduzierten Kraftstoffminderverbrauchs durch Linearbzw. Exponentialkorrelation von Verbrauchs-Gewichtskombinationen verschiedener Fahrzeuge
4.2.1.1
Theoretische Grundlagen der Kraftstoffverbrauchsberechnung eines Pkw
Der Bewegung eines Fahrzeugs setzen sich folgende Widerstände entgegen [EMMELMANN 94]:
Luftwiderstand
FL =
ρ
⋅ cW ⋅ A ⋅ v 2
2
Gl. 4.1
Rollwiderstand
FR = m ⋅ g ⋅ f R (v )
Gl. 4.2
Steigungswiderstand
FS = m ⋅ g ⋅ sinα
Gl. 4.3
Beschleunigungswiderstand
FB = ( m +
mit
J reduziert
dv
)⋅
rstat + rdyn dt
Gl. 4.4
2
2
2
J reduziert = 4 ⋅ J Rad + J Achse + iHA
⋅ J Getriebe + iHA
⋅ iGang
⋅ J Motor Gl. 4.5
SEITE 54
ρ
Luftdichte
fR(v)
Rollwiderstandsbeiwert
cW
Luftwiderstandsbeiwert
α
Steigungswinkel
A
Stirnfläche des Fahrzeugs
dv/dt
Fahrzeugbeschleunigung
v
Fahrzeuggeschwindigkeit
J
Massenträgheitsmoment
m
Fahrzeugmasse inkl. Zuladung
r
Rollradius
g
Erdbeschleunigung
i
Übersetzung (HA: Hinterachse)
Die erforderliche Bedarfskraft der angetriebenen Räder FBed entspricht der Summe dieser Widerstände und findet Ausdruck in der Fahrwiderstandsgleichung [WEBER 90; EMMELMANN 94]:
Fahrwiderstandsgleichung
FBed = FL + FR + FS + FB
[N]
Gl. 4.6
Die momentan zur Bewegung des Fahrzeuges erforderliche physikalische Bedarfsleistung PBed
berechnet sich durch Multiplikation der Fahrwiderstände mit der Fahrzeuggeschwindigkeit:
Bedarfsleistung
PBed = FBed ⋅ v
[kW]
Gl. 4.7
Die tatsächlich vom Motor des Fahrzeugs zu erzeugende Leistung Pe ist jedoch aufgrund der
mechanischen Verluste vom Motor bis zu den Radnaben größer als die physikalische Bedarfsleistung. Somit ergibt sich die effektive Bedarfsleistung an der Kupplungsseite des Motors nach
Gl. 4.8. Dabei stellt ηmech.TS das Produkt der Einzelwirkungsgrade des Triebstrangs (Getriebewirkungsgrad, Differentialwirkungsgrad, Radlagerwirkungsgrad etc.) dar.
Effektive Motorleistung
Pe =
1
ηmech.TS
⋅ PBed
[kW]
Gl. 4.8
Als Maß für den im Motor umgesetzten Kraftstoff wird üblicherweise der effektive spezifische
Kraftstoffverbrauch be verwendet. Der spezifische Kraftstoffverbrauch stellt somit den auf die
& Kraftstoff dar. Er läßt sich nach Gl. 4.9 auch aus
Leistung Pe bezogenen Kraftstoffmassenstrom m
dem effektiven Wirkungsgrad des Motors ηe und dem unteren Heizwert des Kraftstoffes Hu
berechnen [FRANZKE 87; GROHE 92].
Spez. Kraftstoffverbrauch
be =
& Kraftstoff
m
Pe
=
1
ηe ⋅ H u
[g/kWh]
Gl. 4.9
SEITE 55
Die Optimalwerte für den effektiven Wirkungsgrad und den daraus resultierenden spezifischen
Kraftstoffverbrauch werden dabei nur bei bestimmten Betriebszuständen des Motors erreicht.
Unter anderen Betriebsbedingungen (Drehmoment, Drehzahl) liegen die Wirkungsgradwerte
darunter und der spezifische Kraftstoffverbrauch dementsprechend höher. Zur Darstellung der
spezifischen Brennstoffverbräuche werden üblicherweise sogenannte Muscheldiagramme verwendet. In Bild 4.4 ist solch ein Verbrauchskennfeld am Beispiel des BMW 528i dargestellt.
spezifischer
Kraftstoffverbrauch [g/kWh][g/kWh]
Spezifischer
Kraftstoffverbrauch
70
300
65
5. Gang
i(HA) -10%
i(HA) -10%
maximales Motormoment
60
55
50
m +300kg
m -300kg
45
250
40
35
2150
i(HA) +10%
2250
2350
2450
2550
2650
5. Gang
m +300 kg
2750
Motormoment
Motormoment [Nm][Nm]
5. Gang
5. Gang
m -300 kg
200
5. Gang
i(HA) +10%
Überschußmoment
150
4. Gang
100
3. Gang
50
2. Gang
1. Gang
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
5500
6000
6500
Motordrehzahl [min-1]
Motordrehzahl
[min-1]
Bild 4.4: Verbrauchskennfeld mit Fahrwiderstandsmomenten bei Konstantfahrt (BMW 528i)
Um nun den Verbrauch des Fahrzeuges berechnen zu können, muß der aktuelle Betriebspunkt
des Motors ermittelt werden. Dieser läßt sich bei vorgegebener Fahrzeuggeschwindigkeit und
definierter Fahrstufe nach Gl. 4.10 und Gl. 4.11 bestimmen. Dabei ist die Drehzahl des Motors
nMotor von der Fahrzeuggeschwindigkeit v und der Gesamtübersetzung des Antriebstranges i
sowie dem dynamischen Rollradius der Reifen rdyn abhängig. Das Motordrehmoment MMotor
zeigt daneben noch eine zusätzliche Abhängigkeit von den Fahrwiderständen FBed sowie den
Wirkungsgradverlusten des Triebstranges η auf (die Radlagerverluste werden hierbei vernach-
SEITE 56
lässigt). Die sich für die 5 unterschiedlichen Fahrstufen ergebenden Moment-DrehzahlKollektive sind ebenfalls in Bild 4.4 eingezeichnet.
v ⋅ iHA ⋅ iGang
Motordrehzahl
n Motor =
Motordrehmoment
M Motor =
2π ⋅ rdyn
FBed ⋅ rdyn
iHA ⋅ iGang ⋅ ηHA ⋅ ηGang
[min-1]
Gl. 4.10
[Nm]
Gl. 4.11
Zur Berechnung des absoluten Kraftstoffverbrauches V (in l/100 km) ist der spezifische Kraftstoffverbrauch be (in g/kWh) des betrachteten Betriebspunktes mit der effektiven Motorleistung
Pe (in kW) zu multiplizieren und zur Dichte des Kraftstoffes ρKraftstoff (in g/l) sowie zur Fahrzeuggeschwindigkeit v (in km/h) ins Verhältnis zu setzen (Gl. 4.12).
Absol. Kraftstoffverbrauch
V=
be ⋅ Pe
ρKraftstoff ⋅ v
⋅ 100
[l/100 km]
Gl. 4.12
Geschwindigkeitsprofil
Unabhängig von der Art der zu untersuchenden Verbrauchsreduzierungsmaßnahme zeigt die
Fahrzeuggeschwindigkeit einen außerordentlichen Einfluß auf die Höhe des Verbrauchs auf. So
sind mit Ausnahme des Steigungswiderstandes alle Fahrwiderstände von der Geschwindigkeit
abhängig. Der Beschleunigungswiderstand hängt zudem noch von der zeitlichen Änderung der
Geschwindigkeit ab, so daß sich Fahrten mit hohen Beschleunigungsanteilen negativ auf den
Verbrauch auswirken. Um die Kraftstoffverbräuche verschiedener Fahrzeuge miteinander vergleichen und um reproduzierbare Verbrauchsmessungen durchführen zu können, wurden Fahrzyklen mit genau definierten Geschwindigkeitsprofilen und Fahrstufenvorgaben aufgestellt.
Als Referenzzyklus für die weiteren Betrachtungen soll der seit 1996 in Kraft getretene Neue
Europäische Fahrzyklus (NEFZ, Anhang A 3.2.1) nach Richtlinie 91/441/EWG dienen, der die
Grundlage für die Verbrauchsmessungen der gesetzlich vorgeschriebenen Typgenehmigung
von Neufahrzeugen innerhalb der Europäischen Union darstellt [K93/116/EG 93]. Neben der
zusätzlichen Dynamisierung des außerstädtischen Fahrprofiles hebt sich der NEFZ durch den
nun vorgeschriebenen Kaltstart vom bisherigen DIN-1/3-Mix (Warmstart) ab. Der Meßzyklus
wird dabei direkt nach einer Leerlaufphase von 40 s ab Kaltstart durchfahren. Die Verbrauchsermittlung erfolgt auf Basis der Kohlenstoffbilanzmethode aus dem Abgas [K93/116/EG 93].
SEITE 57
Das Gewicht der Fahrzeuge findet bei den Rollenprüfstandsmessungen über Schwungmassen
Berücksichtigung, die an die Prüfstandsrolle angehängt werden. Die Bezugsmasse für das
Fahrzeuggewicht ergibt sich dabei gemäß Richtlinie 93/116/EG aus der Masse des betriebsbereiten Fahrzeuges (nach § 2.6 Anhang I Anlage 1 [R92/21/EWG]) abzüglich einer Pauschalmasse von 75 kg für den Fahrer und zuzüglich einer Pauschalmasse von 100 kg (§ 6.2.1 Anhang I [K93/116/EG 93]). Für die Bestimmung des gewichtsbedingten Kraftstoffminderverbrauchs weisen die aus Praktikabilitätsgründen abgeleiteten Schwungmassenklassen allerdings
eine zu große Schrittweite auf (110-120 kg im Gewichtsbereich 850-2210 kg)
[K93/116/EG 93]. Daher können die Schwungmassenäquivalente, die die Schwungmassenklassen repräsentieren, deutlich vom tatsächlichen Fahrzeuggewicht abweichen und somit zu ungenauen Verbrauchsergebnissen führen. Die Schwungmassenäquivalente wurden deshalb durch
die exakten Gewichtswerte ersetzt (Schwungmassen in Anhang A 3.2.1).
Sowohl von Automobilzeitschriften als auch von Fahrzeugherstellern werden die auf der Basis
synthetischer Fahrzyklen, wie dem NEFZ, ermittelten Kraftstoffverbräuche als wenig praxisnah
in Frage gestellt. Aus diesem Grund werden für die Verbrauchssimulationen zusätzlich noch
ein „verbrauchsoptimiertes“ und ein „sportliches“ Fahrprofil herangezogen, um auch den Einfluß der Fahrweise auf den Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten zu erfassen. Hierzu wurden die in Anhang A 3.2.2 und A 3.2.3 dargestellten realen Fahrprofile aufgezeichnet. Zusätzlich zu den Größen „Zeit“, „Geschwindigkeit“ und „Fahrstufe“ wurde hierbei auch die Steigung der gefahrenen Strecke aufgenommen und im Fahrprofil berücksichtigt.
Eine Vergleichbarkeit dieser praxisnahen Fahrprofile mit dem NEFZ ist nur bei „Warmstart“Fahrten gegeben. Infolge der weitaus längeren Meßstrecken der verbrauchsoptimierten und
sportlichen Fahrweise (162,5 km) macht es keinen Sinn, die Fahrprofile bei Kaltstart zu durchfahren, da hierbei der Einfluß des Kaltstarts auf den Verbrauch heruntergespielt werden würde.
Da keine statistischen Erhebungen über die durchschnittliche Streckenlänge einer kundennahen
„Praxisfahrt“ verfügbar waren, wurde für den NEFZ neben der vorgeschriebenen Kaltabfahrt
auch eine Warmabfahrt simuliert, um somit den Einfluß der Vorkonditionierung des Fahrzeuges auf den Verbrauch im NEFZ zu ermitteln. Diese Differenz zwischen Kalt- und Warmabfahrt wird schließlich auf das verbrauchsoptimierte und sportliche Fahrprofil übertragen, wodurch sich aus den Simulationsergebnissen bei Warmabfahrt Korrekturfaktoren für eine Kaltabfahrt ableiten lassen.
4.2.1.2
SEITE 58
Ermittlung des Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten − Vorgehensweise
Aus den in Bild 4.4 eingezeichneten Fahrwiderstandsmomenten geht hervor, daß eine Verringerung des Fahrzeuggewichtes eine Verschiebung des Motorbetriebspunktes zu niedrigeren
Lasten hin bewirkt (achsparallele Verschiebung der Fahrwiderstandskurve; Gl. 4.11). Dadurch
sinkt der absolute Kraftstoffverbrauch ab und die Fahrleistungen nehmen zu, da das für die
Beschleunigung des Fahrzeuges zur Verfügung stehende Überschußmoment, d.h. die Differenz
aus maximalem Motormoment und Fahrwiderstandsmoment, erhöht wird. Andererseits führt
eine Verlängerung der Achsübersetzung (iHA, länger < iHA, standard) bei gleichbleibenden Fahrwiderständen sowohl zu einer Erhöhung der Last als auch zu einer Verringerung der Drehzahl des
Motors (Drehung der Fahrwiderstandskurve; Gl. 4.10 und Gl. 4.11). Der absolute Kraftstoffverbrauch sinkt ab, und die Fahrleistungen verschlechtern sich. Dieser Sachverhalt legt es nahe,
diese beiden verbrauchsmindernden Effekte miteinander zu kombinieren, da die Steigerung der
Fahrleistungen, die aus der primären Gewichtsreduzierung resultiert, über eine Verlängerung
der Achsübersetzung zu weiteren Verbrauchseinsparungen genutzt werden kann.
Zur Quantifizierung des gesamten Verbrauchseinsparungspotentiales werden im folgenden zuerst die Einzeleinflüsse der translatorischen Gewichtsreduzierung und der Achsverlängerung
auf Verbrauch und Fahrleistungen für verschiedene Fahrzyklen gesondert analysiert. Auf Basis
eines geeigneten Fahrleistungskriteriums erfolgt dann die Kombination der beiden Minderverbrauchsmaßnahmen. Die Berechnungen der Fahrzeugverbräuche und -fahrleistungen wird aufgrund der komplexen Zusammenhänge mit dem Simulationsprogramm FALKE (FAhrLeistung
Kraftstoffverbrauch, Emissionen) vorgenommen (eine Beschreibung des Programmes ist in
Anhang A 3.3.1 zu finden). Zur Validierung der simulierten Ergebnisse werden Verbrauchsmessungen auf dem Rollenprüfstand für unterschiedliche Fahrzeuggewichte durchgeführt.
4.2.1.3
Einfluß des Fahrzeuggewichts auf Verbrauch und Fahrleistungen
Das Fahrzeuggewicht beeinflußt mit Ausnahme des Luftwiderstands alle Fahrwiderstände.
Während Roll- und Steigungswiderstand linear mit der Fahrzeugmasse ansteigen, ist die Höhe
des Beschleunigungswiderstandes von der Art der Bewegung abhängig. So nimmt der Beschleunigungswiderstand der hier betrachteten translatorisch beschleunigten Massen linear zu,
während bei rotatorisch beschleunigten Massen ein überproportionaler Anstieg in Abhängigkeit
der Trägheitsmomente der rotierenden Massen zu verzeichnen ist (Gl. 4.4).
SEITE 59
Im Gegensatz zu den in Bild 4.4 eingezeichneten Fahrwiderstandsmomenten bei konstanter
Fahrzeuggeschwindigkeit weisen die der Simulation zugrunde liegenden Fahrprofile mehr oder
minder große Beschleunigungsphasen auf, die eine deutlich stärkere Verschiebung der Fahrwiderstandskurven hervorrufen. In Bild 4.5 sind die im NEFZ durchfahrenen Betriebspunkte sowohl für das Ausgangsfahrzeug als auch für das um 300 kg schwerere bzw. leichtere Fahrzeug
dargestellt. Gegenüber den Fahrwiderstandsmomenten bei Konstantfahrt nimmt der Einfluß des
Fahrzeuggewichtes je nach Ausmaß der Beschleunigungsphasen deutlich zu.
spezifischer
Spezifischer
Kraftstoffverbrauch
300
m +300kg
Ausgangsfahrzeug
m=1560kg; i(HA)=2,93
m -300kg
Motormoment
250
200
Motorbetriebspunkte im NEFZ
150
m + 300 kg
Ausgangsfzg.
m - 300 kg
100
50
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
5500
6000
6500
-1
Motordrehzahl [min ] -1
Motordrehzahl
[min ]
Bild 4.5: Angesteuerte Motorbetriebspunkte im NEFZ bei verschiedenen Fahrzeuggewichten
(translatorische Gewichtsvariation; BMW 528i)
Ausgehend vom Fahrzeuggewicht wurden in dem Intervall [-350 kg; +350 kg] in 50 kg Abständen Simulationsläufe zu Verbrauch und Fahrleistungen durchgeführt (Bild 4.6). Bis auf die
Variation des Fahrzeuggewichtes (translatorisch) wurden dabei alle anderen Fahrzeugparameter
wie Motorkennfeld, Luft- und Rollwiderstandsbeiwerte etc. ceteris paribus beibehalten. Aus
der Vielzahl der Fahrleistungskriterien wurden aus Gründen der Übersichtlichkeit die Beschleunigung von 0 auf 100 km/h sowie die Elastizität im 5. Gang von 80 bis 120 km/h als
„Repräsentanten“ ausgesucht (siehe hierzu auch [EBERLE 98 und EBERLE 99/2].
SEITE 60
Es zeigt sich, daß sowohl der Verbrauch als auch die Fahrleistungen, mit Ausnahme der Beschleunigung von 0 auf 100 km/h, linear zum Fahrzeuggewicht verlaufen und der Kraftstoffminderverbrauch daher unabhängig vom Gewichtsniveau des Fahrzeuges ist. Der gewichtsbedingte Kraftstoffminderverbrauch zeigt bei Kaltabfahrt ein Spektrum von 0,134 (NEFZ) über
0,141 (Mix verbrauchsoptmimiert) bis hin zu 0,235 l/(100 kg · 100 km) (Mix sportlich) auf und
fällt damit vergleichsweise gering aus. Bei Warmabfahrt liegt der Kraftstoffminderverbrauch
um 0,013 l/(100 kg · 100 km) höher als in den kalt abgefahrenen Fahrprofilen.
schwereres Fahrzeug
NEFZ
(Kaltstart)
14,00
Csportl. = 0,235 l / (100 kg*100 km)
12,00
13,00
10,00
12,00
8,00
11,00
6,00
CNEFZ = 0,134 l / (100 kg*100 km)
10,00
4,00
Cverbr.opt. = 0,141 l / (100 kg*100 km)
9,00
MIX verbrauchsopt.
(Kaltstartkorrektur)
Zeit [s]
14,00
MIX sportlich
80-120km/h im 5. Gang
2,00
0-100km/h
1910
1860
1810
1760
1710
1660
1610
1560
1510
1460
1410
1360
1310
0,00
1260
8,00
1210
Kraftstoffverbrauch [l/100 km]
leichteres Fahrzeug
15,00
Fahrzeuggewicht (translatorisch) [kg]
Bild 4.6: Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen in Abhängigkeit vom Fahrzeuggewicht (BMW 528i)
4.2.1.4
Einfluß der Achsübersetzung auf Verbrauch und Fahrleistungen
Aus Bild 4.4 ging bereits hervor, daß eine Verlängerung der Achsübersetzung sowohl eine Reduzierung der Motordrehzahl als auch eine Erhöhung der Motorlast bewirkt. Die Höhe der
Fahrwiderstände bleibt dabei unverändert. Das Ausmaß dieser Betriebspunktverlagerung ist
auch hier von den Beschleunigungsphasen des Fahrprofiles abhängig, so daß im Vergleich zu
einer achsübersetzungsbedingten Betriebspunktverlagerung bei Konstantfahrt (Bild 4.4) eine
deutlich stärkere Verschiebung eintritt (Bild 4.7).
Ausgehend von der Achsübersetzung des Serienfahrzeuges von 2,93 wurden Simulationsläufe
zu Verbrauch und Fahrleistungen mit jeweils um 2 %-Punkten variierter Achsübersetzung
durchgeführt, bis ein Intervall von -20 bis +20 % (iHA = [2,34; 3,52]), bezogen auf die ursprüngliche Übersetzung, abgedeckt war (Bild 4.8). Alle anderen Fahrzeugparameter wurden
dabei wiederum ceteris paribus beibehalten.
SEITE 61
spezifischer
Spezifischer
Kraftstoffverbrauch
300
i(HA) -10%
Ausgangsfahrzeug
m=1560kg; i(HA)=2,93
i(HA) +10%
Motormoment
250
200
150
i(HA) - 10 %
Ausgangsfzg.
100
i(HA) + 10 %
50
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
5500
6000
6500
Motordrehzahl
[min-1]
Bild 4.7: Angesteuerte Motorbetriebspunkte im NEFZ bei verschiedenen Achsübersetzungen (BMW
528i)
kürzere Hinterachse
16,00
NEFZ
(Kaltstart)
Csportl. = 0,594 l / 10 % iHA-Verlängerung
14,00
14,00
10,00
12,00
8,00
11,00
MIX verbrauchsopt.
12,00
13,00
CNEFZ = 0,526 l / 10 % iHA-Verlängerung
6,00
10,00
4,00
9,00
Zeit [s]
längere Hinterachse
15,00
MIX sportlich
2,00
Cverbr.opt.= 0,378 l / 10 % iHA-Verlängerung
0-100km/h
3,52
3,46
3,40
3,34
3,28
3,22
3,16
3,11
3,05
2,99
2,93
2,87
2,81
2,75
2,70
2,64
2,58
2,52
2,46
2,40
0,00
2,34
8,00
Hinterachsübersetzung iHA [dimensionslos]
Bild 4.8: Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen in Abhängigkeit von der Achsübersetzung
(BMW 528i)
Die Auswertung der Ergebnisse zeigt, daß sich die Fahrleistungen mit zunehmender Achsverlängerung überproportional verschlechtern. Beim Verbrauchsverlauf kann hingegen eine nahezu lineare Abhängigkeit zwischen Übersetzung und Kraftstoffverbrauch nachgewiesen werden.
SEITE 62
Lediglich im sportlichen Fahrprofil kann sich bei schwach motorisierten Fahrzeugen infolge
sehr kurzer Übersetzungen ein nicht-lineares Verhalten ergeben (vgl. 318 tds, Anhang A 3.3.3).
Dies ist darauf zurückzuführen, daß der Motor vor Erlangen der geforderten Zyklushöchstgeschwindigkeit bereits seine Abregeldrehzahl erreicht. Der Kraftstoffminderverbrauch zeigt bei
einer Verlängerung der Achsübersetzung um 10 % (ilänger 10 % = |istandard| - 10 %) eine Bandbreite
von 0,378 (Mix verbrauchsoptimiert) über 0,526 (NEFZ) bis hin zu 0,594 l/100 km (Mix
sportlich) bei Kaltabfahrt auf. Bei Warmabfahrt liegen die Werte um 0,131 l/100 km niedriger.
4.2.1.5
Einfluß des translatorischen Fahrzeuggewichts auf den Verbrauch bei
Anpassung der Achsübersetzung
Aus den bisherigen Betrachtungen geht hervor, daß eine translatorische Gewichtsreduzierung
zu einer Verbesserung der Fahrleistungen führt, während eine Verlängerung der Achsübersetzung diese tendenziell verschlechtert. Will man nun die Hinterachsübersetzung eines leichteren
Fahrzeuges so anpassen, daß die Fahrleistungen des ursprünglichen Ausgangsfahrzeuges erreicht werden, so lassen sich über die primäre Gewichtseinsparung hinausgehende Verbrauchsreduzierungen erzielen. Dies wirft die Frage nach der Wahl eines geeigneten Fahrleistungskriteriums auf, das als Schnittstelle zur Kombination der beiden Verbrauchseffekte
„Gewichtsreduzierung“ und „Achsverlängerung“ herangezogen werden kann.
Wahl des Fahrleistungskriteriums
Der bisher übergeordnet verwendete Begriff der Fahrleistungen läßt sich nicht auf eine einzelne
Größe reduzieren, sondern setzt sich aus einer Vielzahl von unterschiedlichen Kriterien zusammen. Dennoch lassen sich bestimmte Fahrleistungskategorien ableiten (Tabelle 4.1).
Tabelle 4.1: Kriterien zur Beurteilung der Fahrleistungen eines Pkw
Fahrleistungskategorien
• Zeit für die Beschleunigung von 0 auf x km/h bei Durchschalten der Fahrstufen
• Zeit zur Beschleunigung des Fahrzeuges von x auf y km/h in einer definierten Fahrstufe (Elastizität)
• Zeit zum Zurücklegen einer Strecke z nach stehendem Start bei Durchschalten der Fahrstufen
• Strecke die in der Zeit t nach stehendem Start zurückgelegt wird bei Durchschalten der Fahrstufen
Sowohl die „Zeit zum Zurücklegen einer bestimmten Strecke“ als auch die „Strecke die innerhalb einer bestimmten Zeit zurückgelegt wird“ lassen sich nach den Gesetzen der Kinematik
SEITE 63
[RUMPEL 90] in das Kriterium „Beschleunigungszeit von 0 auf x km/h bei Durchschalten der
Fahrstufen“ konvertieren. Daher können die üblicherweise verwendeten Fahrleistungen entweder auf das Kriterium „Beschleunigungszeit von 0 auf x km/h“ oder auf das Elastizitätskriterium zurückgeführt werden. Aus objektiver Sicht läßt sich nicht beantworten, welches der beiden
Fahrleistungskriterien dominierend ist, dennoch ist für die weiterführenden Berechnungen die
exakte Definition eines als repräsentativ erachteten Fahrleistungskriteriums notwendig.
In Testberichten einschlägiger Automobilzeitschriften werden zwar oft Beschleunigungszeiten
von 0 auf 100 km/h verwendet, in der automobilen Praxis zeigen diese jedoch eine untergeordnete Relevanz auf. Die Wahl des Fahrleistungskriteriums fiel deshalb auf die Elastizität, da sie
aus Gründen der aktiven Sicherheit, insbesondere bei Überholvorgängen auf Landstraßen, eine
in der Praxis häufig auftretende sicherheitsrelevante Fahrsituation abdeckt. Aus der Vielzahl an
unterschiedlichen Elastizitätsbereichen wurde die Elastizität von 80 bis 120 km/h im 5. Gang
ausgewählt, da sie infolge der Geschwindigkeitsbegrenzung von 80 km/h für Lkw eine im automobilen Alltag oftmals auftretende Überholsituation repräsentiert, deren Risiko es durch ein
möglichst zügiges Überholmanöver zu minimieren gilt.
Prozentuale Verbesserung der anderen Fahrleistungen bei Anpassung der
Hinterachsübersetzung an die konstante Elastizität von 80 - 120 km/h im 5. Gang
leichteres Fzg.
schwereres Fzg.
15,0%
Fahrleistungsverbesserung [%]
T von 0-100 km/h
10,0%
5,0%
T von 80-120 km/h
im 5.Gang = Abszisse
0,0%
1210
1310
1410
1510
1610
1710
1810
-5,0%
1910
T von 80-120 km/h
im 4.Gang
T von 80-120 km/h
im 3.Gang
-10,0%
-15,0%
T von 120-160 km/h
im 5.Gang
-20,0%
Bild 4.9: Veränderung der anderen Fahrleistungen, bei Anpassung der Achsübersetzung des leichteren Fahrzeuges an eine konstante Elastizität von 80 bis 120 km/h im 5. Gang (BMW 528i)
Die Wahl der Fahrstufe fiel dabei deshalb auf den 5. Gang, weil bei Anpassung der Achsübersetzung des leichteren Fahrzeuges an die Elastizität im 5. Gang von 80 bis 120 km/h des Aus-
SEITE 64
gangsfahrzeugs die Fahrleistungen in den niedrigeren Gängen 4 und 3 i.d.R. Verbesserungen
aufzeigen. D.h. die Auswahl der Elastizität im 5. Gang stellt ein Minimalkriterium dar, da alle
anderen Fahrleistungen verbessert werden. Bis auf die als wenig praxisrelevant erachtete Elastizität von 120 bis 160 km/h im 5. Gang trifft dies für alle Elastizitätskriterien, aber insbesondere auch für die Beschleunigungskriterien „von 0 auf x km/h“ zu, wie Bild 4.9 verdeutlicht.
Einfluß des Fahrzeuggewichts auf den Kraftstoffverbrauch bei angepaßter Achsübersetzung
Kombiniert man den Fahrleistungszuwachs eines gewichtsreduzierten Fahrzeuges mit einer
Verlängerung der Achsübersetzung derart, daß die Elastizität im 5. Gang von 80 bis 120 km/h
unverändert bleibt, so ergibt sich auch eine Kombination der beiden Einzeleffekte im Motorkennfeld (Bild 4.10). D.h., durch die Verringerung des Fahrzeuggewichtes verschiebt sich das
Fahrwiderstandsmoment zu niedrigeren Momenten hin. Die Verlängerung der Übersetzung
hingegen läßt den Betriebspunkt zu höheren Momenten bei gleichzeitig verringerter Motordrehzahl wandern.
spezifischer
Spezifischer
Kraftstoffverbrauch
300
m -300kg; i(HA)=2,508
Ausgangsfahrzeug;
m=1560kg; i(HA)=2,93
m +300kg; i(HA)=3,345
Motormoment
250
200
150
m - 300 kg; i(HA) = 2,508
Ausgangsfzg.
m + 300 kg; i(HA) = 3,345
100
50
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
5500
6000
6500
Motordrehzahl
[min-1]
Bild 4.10:
Angesteuerte Motorbetriebspunkte im NEFZ für verschiedene Fahrzeuggewichte
(translatorisch) bei Anpassung der Achsübersetzung an die Elastizität von 80 bis 120 km/h im 5. Gang
(BMW 528i)
SEITE 65
In Bild 4.11 sind die gewichtsinduzierten Verbrauchsfunktionen sowie die Fahrleistungen des
Versuchsfahrzeuges bei angepaßter Achsübersetzung eingezeichnet. Der linear zur Gewichtseinsparung ansteigende Kraftstoffminderverbrauch zeigt bei Kaltabfahrt ein Spektrum von
0,346 (Mix verbrauchsoptimiert) über 0,409 (NEFZ) bis hin zu 0,510 l/(100 kg · 100 km) (Mix
sportlich) auf und fällt damit deutlich höher aus, als der Kraftstoffminderverbrauch bei alleiniger Gewichtsreduzierung ohne Achsanpassung. Bei Warmabfahrt liegt der Kraftstoffminderverbrauch um 0,061 l/(100 kg · 100 km) niedriger als in den kalt abgefahrenen Fahrprofilen.
16,00
schwereres Fahrzeug
leichteres Fahrzeug
12,00
NEFZ
(Kaltstart)
15,00
10,00
Csportl. = 0,510 l / (100 kg*100 km)
MIX verbrauchsopt.
14,00
8,00
13,00
MIX sportlich
12,00
6,00
11,00
4,00
CNEFZ = 0,409 l / (100 kg*100 km)
10,00
9,00
C =verbr.opt. 0,346 l / (100 kg*100 km) 2,00
8,00
0,00
0-100km/h
Fahrzeuggewicht (translat.) [kg] und Hinterachsübersetzung iHA [dimensionlos]
Bild 4.11: Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen in Abhängigkeit vom Fahrzeuggewicht (translat.)
bei Anpassung der Achsübersetzung an die Elastizität von 80 bis 120 km/h im 5. Gang (BMW 528i)
Erst in Kombination der Gewichtseinsparung mit einer Verlängerung der Achsübersetzung
können signifikant höhere Verbrauchseinsparungen erzielt werden. Dabei teilt sich der insgesamt erreichte Kraftstoffminderverbrauchskoeffizient zu ca. 1/3 auf die primäre Gewichtseinsparung und zu ca. 2/3 auf die Verlängerung der Achsübersetzung auf. Tabelle 4.2 faßt die im
einzelnen betrachteten Verbrauchseinflüsse nochmals zusammen. In Anhang A 3.3.2 sind zusätzlich die detaillierten Simulationsergebnisse aufgeführt.
Tabelle 4.2: Kraftstoffeinsparung bei Variation von Fahrzeuggewicht (translatorisch) und Achsübersetzung (BMW 528i)
BMW 528i
(Kaltabfahrt)
NEFZ
[l/100 kmNEFZ]
Mix verbrauchsopt.
[l/100 kmNEFZ]
Mix sportlich
[l/100 kmNEFZ]
∆m = -100 kg
0,134
0,141
0,235
∆iHA = -10 %
0,526
0,378
0,594
∆m = -100 kg; iHA angepaßt
0,409
0,346
0,510
SEITE 66
Die Anpassung der Achsübersetzung erfolgte auf iterative Weise, aus der Interpolation der
Achsübersetzungs/Fahrleistungs-Kombinationen, die bei Vorgabe eines anfänglich groben Intervalls simuliert wurden. Nach zweimaligem Durchlauf der Iterationsschleife konnte auf diese
Weise die Achsübersetzung auf 3 Nachkommastellen genau bestimmt werden, so daß die Abweichungen in den Fahrleistungen deutlich unter 1 % der Fahrleistungswerte des Ausgangsfahrzeuges lagen. Beim ausgewählten Elastizitätskriterium von 80 bis 120 km/h ergibt sich für
die Achsübersetzung pro 100 kg Mindergewicht eine zulässige Verlängerung um 4,8 %-Punkte.
Einfluß des Fahrleistungskriteriums auf den Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten
In Bild 4.12 sind für verschiedene Fahrleistungskriterien die Funktionen der Achsübersetzung
über dem Fahrzeuggewicht angegeben, so daß die jeweiligen Fahrleistungen gegenüber dem
Ausgangsfahrzeug konstant bleiben. Es zeigt sich, daß die Achsübersetzung über dem Fahrzeuggewicht für die Elastizitätskriterien einen linearen Verlauf annimmt, während für die Beschleunigungszeiten von „0 auf x km/h“ mit zunehmender Gewichtsvariation ein degressiver
Verlauf bei der Achsübersetzung zu beobachten ist.
Hinterachsübersetzung [-]
Hinterachsanpassung bei verschiedenen Fahrleistungskriterien
3,50
3,30
3,10
2,90
2,70
0-100 km/h
80-120 km/h im 5.Gang
2,50
2,30
2,10
1,90
1,70
1,50
1210
1260
1310
1360
1410
1460
1510
1560
1610
1660
1710
1760
1810
1860
1910
Bild 4.12: Achsübersetzungsanpassung in Abhängigkeit vom Fahrzeuggewicht (translatorisch) für
verschiedene Fahrleistungskriterien (BMW 528i)
Um nun die Sensitivität des gewählten Fahrleistungskriteriums auf die Höhe des Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten zu untersuchen, wurden für verschiedene Fahrleistungskriterien
die korrespondierenden Achsverlängerungen sowie die zugehörigen Kraftstoffverbräuche ermittelt. Die Ergebnisse sind in Bild 4.13 dargestellt und verdeutlichen, daß bei dem Elastizitätskriterium von 80 bis 120 km/h die Wahl der Fahrstufe nur marginalen Einfluß auf das Ge-
SEITE 67
samtergebnis hat. Legt man hingegen für die Anpassung der Achsübersetzung eines der Beschleunigungskriterien „0 auf x km/h“ zugrunde, so ist der Kraftstoffminderverbrauchskoeffizient vom Gewichtsniveau des Fahrzeuges abhängig und liegt deutlich über den elastizitätsbe-
Kraftstoffminderverbrauch (transl.)
[l/(100 kg * 100 kmNEFZ)]
gründeten Verbrauchseinsparungswerten.
Einfluß des Fahrleistungskriteriums auf den
Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten
1,40
1,33
1,20
1,00
0,95
0,80
0,73
0,60
0,40
0,42
0,41
0,41
0,35
0,20
0,00
0-100km/h 0-100km/h 0-100km/h
-150kg) (0 bis -350kg)
(0 bis -50kg) (0 bis -150kg)(0
80-120km/h 80-120km/h 80-120km/h 120-160km/h
im 5.Gang
im 5.Gang
im 4.Gang
im 3.Gang
(0 bis -350kg) (0 bis -350kg) (0 bis -350kg) (0 bis -350kg)
Fahrleistungskriterium
Bild 4.13: Sensitivität des Fahrleistungskriteriums auf die Höhe des Minderverbrauchs (BMW 528i)
4.2.1.6
Einfluß sekundärer Leichtbaueffekte auf den Kraftstoffminderverbrauch
Verringert man das Gewicht eines Fahrzeuges z.B. durch werkstofflichen Leichtbau der Rohkarosserie, so können zusätzliche Gewichtseinsparungen durch Neudimensionierung der übrigen
Fahrzeugkomponenten wie beispielsweise Motor, Getriebe, Fahrwerk, Bremsen und Kraftstofftank, realisiert werden (Umkehr der „Gewichtsspirale“) [TIMM 92]. Für diese sogenannten
sekundären Leichtbaueffekte werden in der Literatur unterschiedliche Werte angegeben. Von
[BRAESS 99] wurde auf Basis einer Gesamtfahrzeugberechnung ein Wert von 16 % ermittelt.
Daneben existieren Schätzwerte zwischen 30 % [LEITERMANN 96] und 35 % [KRÄMER 95] bis
hin zu 50 % [RINK 96] für den sekundären Leichtbaugrad. Voraussetzung für die Umsetzung
dieser sekundären Gewichtseinsparungen ist einerseits eine völlige Neukonstruktion des Fahrzeuges sowie andererseits ein „Quantensprung“ bei der primären Gewichtsreduzierung. Dieser
Schwellenwert zur Umkehr der Gewichtsspirale liegt nach [PIËCH 92] bei einer Gewichtseinsparung an der Karosserie von mindestens 35 %. In Bild 4.14 ist der Kraftstoffminderverbrauch
des Versuchsfahrzeuges bei Berücksichtigung sekundärer Leichtbaueffekte dargestellt.
SEITE 68
[l/(100 kg * 100 kmNEFZ)]
Kraftstoffminderverbrauch bei Berücksichtigung sekundärer Leichtbaueffekte
0,90
0,80
0,70
0,60
0,50
0,40
0,30
0,20
0,10
0,00
0%
10 %
20 %
30 %
40 %
50 %
60 %
70 %
80 %
90 %
100 %
Sekundärer Leichtbaugrad [%]
Bild 4.14: Kraftstoffminderverbrauch in Abhängigkeit vom sekundären Leichtbaugrad (BMW 528i)
4.2.1.7
Relative Kraftstoffeinsparung − Grenzwertbetrachtungen
Aus den vorhergehenden Betrachtungen ist bekannt, welchen Einfluß eine absolute Gewichtsreduzierung (hier 100 kg) auf die absolute Kraftstoffeinsparung hat. Beide Größen sind aufgrund der linearen Verbrauchsfunktionen sowohl vom Absolutverbrauch als auch vom Ausgangsgewicht des Fahrzeuges unabhängig. Möchte man die Kraftstoffeinsparung dagegen als
prozentualen Wert (cv) bezogen auf den absoluten Kraftstoffverbrauch des Ausgangsfahrzeuges
bei einer prozentualen Gewichtsreduzierung der absoluten Fahrzeugmasse von 10 % beziehen
(cm = 10 %), so ergibt sich kein linearer Verlauf mehr, wie aus Gl. 4.13 hervorgeht. V’(m) stellt
dabei die Steigung der Verbrauchsfunktion V(m) dar und ist identisch mit dem Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten C (bezogen auf 1 kg Mindergewicht [l/(kg · 100 km)]).
Relative Verbrauchseinsparung
cv =
V ′ ( m)
⋅ m ⋅ cm
V ( m)
[%]
Gl. 4.13
Der prozentuale Gewichtseinfluß auf den Kraftstoffverbrauch nimmt mit sinkendem Fahrzeuggewicht ab, da hierbei der Anteil der gewichtsunabhängigen Fahrwiderstandsanteile zunimmt
und somit eine Verbrauchsreduzierung auf alleiniger Basis der Gewichtseinsparung immer
schwieriger wird. Bei der Grenzwertbetrachtung einer theoretisch gewichtslosen, imaginären
Fahrzeughülle würde der Kraftstoffverbrauch des Fahrzeuges schließlich nur noch durch Luftwiderstand und Leerlaufverbrauch bestimmt werden, so daß die prozentuale Kraftstoffeinspa-
SEITE 69
rung 0 wäre (Bild 4.15). Betrachtet man hingegen das andere Extrem einer theoretisch unendlich hohen Fahrzeugmasse, so würde die maximale prozentuale Verbrauchseinsparung bei
10 % liegen, da in diesem Extremfall der Anteil der massenunabhängigen Fahrwiderstände
vernachlässigbar im Verhältnis zu den gewichtsbestimmten Fahrwiderständen wäre.
12
12
10
10
8
8
6
6
4
4
Rel. Minderverbrauch cv [%]
2200
2000
1800
1600
1400
1200
1000
800
0
600
0
400
2
200
2
Rel. Minderverbrauch cv [%]
14
0
Ableitung des relativen Minderverbrauchskoeffizienten cv aus der Verbrauchsfunktion
Fahrzeuggewicht [kg]
Bild 4.15: Verlauf des Verbrauchskoeffizienten c v, bezogen auf 10 % Gewichtsreduktion (BMW 528i)
Stellt man Gl. 4.13 um, so läßt sich, bei Unkenntnis des tatsächlichen Kraftstoffminderverbrauchs, aus der maximal möglichen prozentualen Verbrauchseinsparung in Höhe von 10 %
sowie aus dem Kraftstoffverbrauch und dem Gewicht des Ausgangsfahrzeuges ein oberer theoretischer Grenzwert des Minderverbrauchs berechnen (Gl. 4.14), der nicht überschritten werden
kann. Anhand des dargestellten Ansatzes zeigt sich beispielsweise, daß der Minderverbrauchswert Cmax für den BMW 528i im NEFZ nicht höher als 0,635 l/(100 kg · 100 km) liegen kann.
Cmax = V max
′ (m) ⋅ 100 =
c v ⋅ V(m)
0,1 ⋅ 9,9
⋅ 100 =
⋅ 100 = 0,635 [l/(100 kg · 100 km)]
cm ⋅ m
0,1 ⋅ 1560
Gl. 4.14
Die theoretisch maximale Verbrauchseinsparung ist nach diesem Ansatz durch das Verhältnis
von Kraftstoffverbrauch zu Fahrzeuggewicht determiniert. Die verbesserte Effizienz zukünftiger Fahrzeugantriebe wird daher zu einer Abnahme der gewichtsbedingten Kraftstoffeinsparung z.B. bei direkteinspritzenden Otto- und Dieselmotoren führen. Dies bedeutet aber auch,
daß sich infolge der zukünftig zu erwartenden geringeren Minderverbrauchswerte energieintensive Leichtbaumaterialien gegenüber der konventionellen Stahlalternative nicht mehr so schnell
bzw. unter Umständen gar nicht mehr amortisieren werden (siehe nochmals Bild 4.2, C < 0,3).
D.h., die Gefahr einer gesamtökologisch unsinnigen Verschiebung der Umweltlasten aus der
SEITE 70
Fahrzeugnutzung in die Herstellungsphase der Leichtbaumaterialien wird größer. Zukünftig
wird eine aus ökologischer Sicht sinnvolle Verwendung dieser Werkstoffe daher auch eine Reduzierung der ökologischen Herstellaufwendungen erforderlich machen. Vor diesem Hintergrund sollte insbesondere der Einsatz von energieintensiven Leichtbauwerkstoffen bei den sehr
antriebseffizienten 3-Liter-Autos im Sinne einer ganzheitlichen Bilanzierung überprüft werden.
4.2.1.8
Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten verschiedener Fahrzeuge
Auf Grundlage des oben beschriebenen Konzeptes zur Ermittlung gewichtsinduzierter Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten wurden im Rahmen einer Diplomarbeit [KELLER 98] weitere Simulationsrechnungen zu den translatorischen Minderverbräuchen der aktuellen BMW
Fahrzeuge (Handschalter) durchgeführt. Neben der exakten Ermittlung der Werte sollte insbesondere erörtert werden, ob eine Korrelation des gewichtsbedingten Minderverbrauchskoeffizienten zu anderen Fahrzeugparametern, wie z.B. der Motorleistung, dem Fahrzeuggewicht oder
dem spezifischen Leistungsgewicht, nachzuweisen ist. In Bild 4.16 sind aus Gründen der Übersichtlichkeit nur die Minderverbrauchswerte für den NEFZ dargestellt. Eine detaillierte Auflistung der gesamten Simulationsergebnisse ist in Anhang A 3.3.3 wiedergegeben.
0,50
0,45
0,40
0,35
ohne HAAnpassung
0,30
0,25
0,20
mit HAAnpassung
725 tds
525 tds
318 tds
740i
735i
728i
540i
535i
528i
523i
520i
328i
323i
320i
318i
0,15
0,10
0,05
0,00
316i
[l/(100kg*100km )]
[l/(100 kg * 100 kmNEFZ
NEFZ )]
Kraftstoffminderverbrauch verschiedener BMW Modelle im NEFZ
(ohne und mit Anpassung der Achsübersetzung)
Modell
Modell
Bild 4.16: Kraftstoffminderverbrauch von BMW Fahrzeugen (Modelljahr ’98) [EBERLE 98; KELLER 98]
Die Kraftstoffminderverbrauchswerte von benzinbetriebenen BMW Fahrzeugen bewegen sich
bei angepaßter Achsübersetzung in einem Spektrum von 0,34 bis 0,48 l/(100 kg · 100 km) im
SEITE 71
NEFZ. Bei verbrauchsoptimierter Fahrweise kann der Minderverbrauch je nach Fahrzeug um
bis zu 0,05 l/(100 kg · 100 km) nach unten abweichen, während bei sportlicher Fahrweise um
bis zu 0,14 l/(100 kg · 100 km) höhere Minderverbräuche möglich sind. Bei Dieselfahrzeugen
mit indirekter Einspritzung liegen die Minderverbrauchswerte mit einer Bandbreite von 0,29
bis 0,33 l/(100 kg · 100 km) im NEFZ niedriger als bei den Benzinfahrzeugen. Weder bei Ottonoch bei Dieselfahrzeugen konnte eine Abhängigkeit des Minderverbrauchs vom absoluten
Fahrzeuggewicht (These von [AICHINGER 95]) festgestellt werden. Fahrzeuge mit gleicher
Motorisierung aber unterschiedlichen Gewichten (z.B. 328i, 528i und 728i) zeigen mit zunehmender Last infolge des höheren Fahrzeuggewichtes tendenziell geringere Minderverbrauchswerte auf. Die Abhängigkeit des Minderverbrauchs vom spezifischen Leistungsgewicht gilt
jedoch nicht mehr, wenn Fahrzeuge unterschiedlicher Motorisierungen betrachtet werden, so
daß die These von [SCHÄPER 97/2] nur eingeschränkt bestätigt werden kann (Anhang A 3.3.3).
4.2.1.9
Minderverbrauchsabschätzung zukünftiger Fahrzeuge
Der exakte Kraftstoffminderverbrauch eines Fahrzeuges läßt sich nicht über einfache Korrelationsbeziehungen bestimmen, sondern muß auf Basis der spezifischen Fahrzeugparameter für
jedes Fahrzeug gesondert ermittelt werden. Eine grobe Abschätzung kann jedoch über die gewichtsbezogene Verbrauchseffizienz des Fahrzeuges im betrachteten Fahrzyklus auf Basis des
theoretisch maximalen Minderverbrauchs Cmax nach Gl. 4.14 vorgenommen werden.
87
0,
26
1
0,
1
30
0,
30
0, 1
29
0
0,
3
l
re
a
C
Bandbreite
Creal/Cmax, theor.
100%
80%
70%
60%
50%
40%
20%
Cmax, theor.
Creal
3,3-L-Amin
725 tds
525 tds
318 tds
3,3-L-Amax
Modell
740i
735i
728i
540i
535i
528i
523i
520i
328i
323i
320i
318i
0%
316i
Minderverbrauchskoeffizient
Creal bez. Cmax, theor. [%]
0,
34
0, 3
37
0, 7
42
6
0,
39
0, 4
44
0, 0
37
0, 9
36
0, 3
40
0, 9
38
0, 4
48
0, 1
38
0, 3
37
0, 5
44
7
Tatsächlicher Minderverbrauch [l/(100 kg * 100 kmNEFZ)]
VFzg.: 3,3 l/100 km
mFzg.: 884 kg
Bild 4.17: Minderverbrauchsabschätzung 3,3-L-Auto (Annahme: 50 % ≤ Creal /Cmax ≤ 70 %)
SEITE 72
Sowohl bei den untersuchten Benzin- als auch bei den Dieselfahrzeugen hat sich gezeigt, daß
der tatsächliche Minderverbrauch (ermittelt durch die FALKE-Simulation) in einem Bereich
von 54 bis 70 % des jeweiligen theoretisch maximalen Kraftstoffminderverbrauchs Cmax
(berechnet aus dem Verhältnis von Fahrzeugverbrauch zu Fahrzeuggewicht) liegt. Auf dieser
Basis läßt sich nun eine Abschätzung über den Minderverbrauch eines zukünftigen 3-LiterAutos durchführen. Für ein Fahrzeug, das bei einem Gewicht von beispielsweise 884 kg einen
Verbrauch von 3,3 l/100 km aufweist, kann basierend auf dem vorgestellten Ansatz ein Minderverbrauch zwischen 0,18 und 0,26 l/(100 kg · 100 km) abgeschätzt werden (Bild 4.17).
4.2.1.10
Empirische Validierung des Simulationsprogrammes FALKE
Zur Validierung der durchgeführten Simulationsrechnungen wurden für unterschiedliche Fahrzeuggewichte empirische Verbrauchsmessungen auf einem Rollenprüfstand durchgeführt. Aufgrund der in der Simulation festgestellten linearen Abhängigkeit zwischen Verbrauch und Gewicht und der daraus abzuleitenden methodischen Symmetrie zwischen einer Reduzierung und
einer Erhöhung des Gewichtes wurde der Weg einer Gewichtserhöhung um 300 kg gegenüber
dem Ausgangsfahrzeug gewählt, da es nicht möglich gewesen wäre, das Fahrzeuggewicht um
solch einen Betrag zu reduzieren. Eine Verringerung des Fahrzeuggewichtes um weniger als
100 kg hätte wiederum zu Minderverbrauchsergebnissen innerhalb der Meßtoleranz des Versuchsaufbaus geführt. Die Wahl des Fahrprofiles fiel dabei auf den NEFZ, der bei betriebswarmem Motor abgefahren wurde. An einem Tag konnten somit mehrere Messungen, bei
gleichzeitig verbesserter Reproduzierbarkeit der Ergebnisse, durchgeführt werden. Eine genaue
Beschreibung des Versuchsaufbaus und dessen Durchführung ist in Anhang A 3.4 gegeben.
Bild 4.18 gibt die Verbrauchsmessungen der betrachteten Fahrzeuggewichte im NEFZ bei
Warmabfahrt wieder. Gegenüber dem Simulationswert von 0,441 l pro 300 kg Mehrgewicht
bei Warmabfahrt im NEFZ (vgl. Abschnitt 4.2.1.3) ergaben die Rollenprüfstandsmessungen
einen gemittelten Mehrverbrauch in Höhe von 0,408 l/(300 kg · 100 kmNEFZ). Bei Annahme
einer Gauß’schen Normalverteilung der Verbrauchsmeßwerte liegt der tatsächliche Kraftstoffmehrverbrauch mit einer Sicherheitswahrscheinlichkeit von 95 % im Konfidenzintervall
[0,364; 0,452 l/(300 kg · 100 kmNEFZ)]. Auf Basis eines Einstichproben-Gaußtests
[BAMBERG 89] kann nachgewiesen werden, daß die Irrtumswahrscheinlichkeit eines von dem
Simulationswert abweichenden Meßergebnisses bei maximal 5 % liegt. Dies zeigt, daß das
SEITE 73
Simulationsprogramm FALKE für die Berechnung relativer Kraftstoffänderungen bei Variation
des Fahrzeuggewichtes geeignet ist. Die Absolutverbäuche der Simulation liegen hingegen um
0,5 l/100 km niedriger als die korrespondierenden Meßwerte. D.h., für Aussagen über die absolute Höhe des Kraftstoffverbrauches ist das Programm FALKE nur bedingt geeignet.
Rollenprüfstandsmessungen BMW 528i
Meßergebnisse und Auswertung
9,30
Verbrauch-NEFZwarm [l/100 km]
Kraftstoffminderverbrauch
9,20
cmittel = 0,408 l/(300kg*100kmNEFZ)
σ (c) = 0,070 l/(300kg*100kmNEFZ)
P (0,364 ≤ µ ≤ 0,452) = 95 %
9,10
cSimulation = 0,441 l/(300kg*100kmNEFZ)
9,00
Vmittel (1660 kg) = 8,748 l/100km NEFZ
σ (1660) = 0,0390 l/100km NEFZ
n (1660) = 10 Messungen
Vmittel (1960 kg) = 9,156 l/100km NEFZ
σ (1960) = 0,0587 l/100km NEFZ
n (1960) = 10 Messungen
8,90
8,80
Einstichproben-Signifikanztest nach Gauß
Irrtumswahrscheinlichk. αα= =5 5%%
Hypothese H0
0,441l/(300kg*100km
l/(300kg*100km
µ0µ=0 =0,441
))
NEFZ
NEFZ
0,50,5
Testfunktion
= mittel
(cmittel
1,4
vV
= (c
- µ-0µ
)*n
(c) ==- -1,491
0)*n /σ/σ(c)
Verwerfungsbereich
B
=
(∞;
c
∞)
B = [- ∞; - c1 1- α/2
] )∪∪[c(c1 1- α/2
; ;∞]
- α/2
- α/2
Ablehnung H0 bei v∈ B BB==[-(-∞;
∞;- -1,960]
1,491)∪∪[1,960;
(1,491;∞]
∞)
8,70
8,60
1610
1660
1710
1760
1810
1860
1910
1960
2010
Bild 4.18: Verbrauchsmessungen bei unterschiedlichen Fahrzeuggewichten im NEFZ (Warmabfahrt)
4.2.2
Emissionsverhalten von Kraftfahrzeugen
Seit Einführung des geregelten Dreiwegekatalysators in den 80er Jahren in Europa sind die
ottomotorischen Fahrzeugemissionen der limitierten Schadstoffe Kohlenmonoxid (CO), Kohlenwasserstoffe (HC) und Stickoxide (NOx) um über 90 % verringert worden [GROSSE 98].
Zukünftige Emissionsgrenzwerte, wie die in Europa vorgesehenen EU3- und EU4-Grenzwerte,
sehen eine weitere Verschärfung des bisherigen Status vor (Tabelle 4.3). Bei diesen gesetzlich
limitierten Emissionen ist nach [METZ 98] keine Korrelation zum Kraftstoffverbrauch des
Fahrzeuges gegeben, so daß die Höhe des Ausstoßes an CO-, HC-, NOx- und Partikelemissionen als unabhängig vom betrachteten Fahrzeuggewicht angenommen wird.
SEITE 74
Tabelle 4.3: Abgasgrenzwerte in Europa [DGXI 98]
Emissionsstandard
CO
[g/km]
HC
[g/km]
NOx
[g/km]
HC+NOx
[g/km]
Partikel
[g/km]
(2000)
2,30
0,20
0,15
--
--
EU3 Diesel (2000)
0,64
--
0,50
0,56
0,05
EU4 Otto
(2005)
1,00
0,10
0,08
--
--
EU4 Diesel (2005)
0,50
--
0,25
0,30
0,025
EU3 Otto
Die Abgasstandards EU4 sollen die Berechnungsgrundlage für die Modellierung der verbrauchsunabhängigen Emissionen bilden. Da für Benzinfahrzeuge bereits ab dem Jahr 2000
und für Dieselfahrzeuge ab 2003 eine sogenannte On-Board-Diagnose verpflichtend vorhergesehen ist, die etwaige Störungen in der Abgasnachbehandlung dem Fahrer meldet [DGXI 98],
können länger andauernde Überschreitungen der Grenzwerte ausgeschlossen werden. Das Alterungsverhalten der Katalysatoren wird nach [METZ 98] durch eine anfänglich höhere Konvertierrate des Katalysators kompensiert.
Neben diesen weitgehend verbrauchsunabhängigen Emissionen enstehen bei der Verbrennung
fossiler Energieträger nach dem Gesetz der Massenerhaltung zwangsläufig Verbrennungsprodukte, die vom Kraftstoffverbrauch des Fahrzeuges abhängig sind und somit auch durch das
Fahrzeuggewicht beeinflußt werden können. Das klassische Verbrennungsprodukt hierbei ist
das Kohlendioxid (CO2), dessen negative Auswirkungen auf den Treibhauseffekt seit langem
bekannt sind (vgl. Abschnitt 3.3.3). Auf der Klimakonferenz, im Dezember 1997 in Kyoto,
wurden von verschiedenen Nationen erstmals konkrete Zusagen über die Reduzierung der CO2Emissionen getroffen. In diesem Zusammenhang ist auch der, von dem Europäischen Verband
der Automobilhersteller (ACEA), an die EU-Kommission unterbreitete Vorschlag zu sehen, die
CO2-Emissionen aller neuzugelassenen Fahrzeuge im Durchschnitt auf 140 g CO2/km (ca.
6 l/100 km) im Jahr 2008 zu reduzieren, was einem Rückgang von 25 % gegenüber 1995 entsprechen würde. Darüber hinaus ist eine weitere Reduzierung auf 120 g CO2/km (ca. 5 l Ottobzw. 4,5 l Dieselkraftstoff/100 km) bis zum Jahr 2012 vorgesehen [FRANK 98; TELTSCHIK 98].
Schwefeldioxid (SO2) stellt eine weitere Emission dar, die infolge der stöchiometrischen Verbrennung vom Kraftstoffverbrauch des Fahrzeuges abhängig ist. Bis zum Jahr 2005 soll allerdings der Schwefelgehalt sowohl des Otto- als auch des Dieselkraftstoffes drastisch gekürzt
werden. Die Forderungen von Europaparlament und -rat sehen eine Schwefelbegrenzung von
SEITE 75
50 ppm vor [DGXI 98; ADAC 98], während ACEA bzw. VDA mit 30 ppm [TELTSCHIK 98;
ATZFORUM 99] noch weitergehende Reduzierungen fordern. Der Hintergrund hierfür ist in den
mit Luftüberschuß betriebenen direkteinspritzenden Motorkonzepten (Otto und Diesel) zu sehen, die die strengen Abgasnormen nur noch mit aufwendiger DeNOx- bzw. NOx-SpeicherKatalysatortechnik erreichen können. Deren Leistungsfähigkeit und Lebensdauer wird aber
wiederum durch die Anwesenheit von Schwefel verringert [TELTSCHIK 98].
Die Berechnung der CO2- und SO2-Emissionen erfolgt auf Basis des Kohlenstoff- bzw. Schwefelgehaltes im Kraftstoff. Für Ottokraftstoffe liegt der Umrechnungsfaktor bei ca. 2,37 kg CO2/l
Benzin und bei ca. 2,64 kg CO2/l Diesel [OFD 98]. Für Benzin bzw. Diesel errechnet sich aus
den molaren Massenverhältnissen von Schwefel und Sauerstoff bei Annahme eines Schwefelgehaltes von 30 ppm eine Emission von ca. 45 mg SO2/lBenzin bzw. 50 mg SO2/lDiesel.
Neben den bisher aufgeführten Abgasemissionen werden beim Fahrzeugbetrieb noch eine Reihe weiterer Gase freigesetzt, die bisher nicht gesetzlich limitiert sind. Obwohl diesen nichtlimitierten Emissionen, wie dem Benzol, den Aldehyden oder einigen Vertretern der polyzyklisch aromatischen Kohlenwasserstoffen (PAH) insbesondere auch kanzerogene Schädigungspotentiale nachgesagt werden [SCHÄFER 93], ist eine Berücksichtigung dieser Abgase nicht
möglich, solange keine detaillierten Untersuchungen über die Höhe der nichtlimitierter Schadstoffe sowie deren eventueller Abhängigkeit zum Fahrzeuggewicht vorliegen.
4.2.3
Zuordnung von Verbrauch und Emissionen zu einem Bauteil
4.2.3.1
Kraftstoffallokation
Für die Zuordnung eines Kraftstoffverbrauches zu einem Bauteil bestehen verschiedene Allokationsansätze, die ausführlich in [EBERLE 98] erläutert und gegenübergestellt wurden. Nachfolgend soll der Kraftstoffverbrauch des Referenzbauteils über das Massenverhältnis zwischen
Bauteil und Referenzfahrzeug aus dem bekannten Gesamtkraftstoffverbrauch des Referenzfahrzeuges nach Gl. 4.15 bestimmt werden.
Massenproportionale Zuordnung
mRef.Bauteil
mRef.Fzg.
=
VRef.Bauteil
VRef.Fzg.
Gl. 4.15
mRef.Bauteil
mRef.Fzg.
Masse des Referenzbauteils
Masse des Referenzfahrzeugs
VRef.Bauteil
VRef.Fzg.
SEITE 76
Kraftstoffverbrauch des Referenzbauteils
Kraftstoffverbrauch des Referenzfahrzeugs
Durch die Anwendung des gewichtsinduzierten Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten C auf
die Gewichtsdifferenz ∆m zwischen Referenzbauteil und leichterem Alternativbauteil läßt sich
der Kraftstoffverbrauch des Alternativbauteils berechnen (VAlt.Bauteil):
Kraftstoffverbrauch Alternativbauteil
V Alt.Bauteil = VRef.Bauteil − ∆m ⋅ C
Gl. 4.16
Durch den massenproportionalen Ansatz werden jedem Bauteil − unabhängig davon, wie stark
die jeweiligen Einzelfahrwiderstände ausfallen − die auf das Gesamtfahrzeug bezogenen, gemittelten Anteile der Fahrwiderstände zugeordnet. D.h., die massenproportionale Methode berücksichtigt bei der Zuordnung des Kraftstoffverbrauches zu einem Bauteil auch die massenunabhängigen Verbrauchsanteile, wie beispielsweise den Energieverbrauch, der aus dem
Luftwiderstand resultiert. Der sogenannte inkrementale Ansatz ordnet hingegen nur die rein
massenabhängigen Verbrauchsanteile dem Bauteil zu, woraus sich eine scheinbare Reduzierung der Nutzungsphase-Energieverbräuche ergibt.
4.2.3.2
Emissionsallokation
Mit Ausnahme der CO2- und SO2-Emissionen sind die Emissionen beim Fahrzeugbetrieb weitestgehend verbrauchsunabhängig. Eine Zuordnung der gewichtsabhängigen Emissionen erfolgt
in Analogie zur Kraftstoffallokation. Die gewichtsunabhängigen Emissionen werden hingegen
proportional auf die Fahrzeugmasse verteilt. Dies bedeutet, daß zwar die Fahrzeuggesamtemissionen zweier zu vergleichender Fahrzeugalternativen unterschiedlichen Gewichtes konstant
bleiben. Durch die Umlage der Emissionen auf das Bauteilgewicht fällt der Emissionsanteil der
Leichtbauvariante allerdings geringer aus.
4.3
Modellierung der Verwertungs- bzw. Entsorgungsphase
Das Modell der Verwertungsphase umfaßt alle Prozesse, die der weiteren Aufbereitung zur
stofflichen Kreislaufführung des Produktes nach seinem Gebrauch bzw. der thermischen Verwertung der im Produkt gebundenen chemischen Energie oder der Entsorgung des Produktes
dienen. Bild 4.19 zeigt die generellen Prozeßschritte der Altautoverwertung auf. Beim Altautoverwerter werden nach der Trockenlegung des Fahrzeuges alle erlösfähigen Komponenten aus-
SEITE 77
gebaut. Diese finden in Form von Ersatzteilen erneute Anwendung in Automobilen bzw. dienen als Basis für ein stoffliches Recycling. Anschließend wird die Restkarosse in einem Shredder in etwa handgroße Stücke mechanisch zerkleinert. Durch den Prozeß der Windsichtung
werden die flugfähigen Staubpartikel und sehr leichte Teile, überwiegend Kunststoffe, abgetrennt und einer thermischen Verwertung bzw. Entsorgung zugeführt oder deponiert. Aus der
verbleibenden Shredder-Schwerfraktion werden mittels einer Magnetseparation die eisenhaltigen Komponenten ausgesondert und einem stofflichen Recycling zugeführt. Die NichteisenMetallabscheidung erfolgt für Aluminium in der Schwimm-Sink-Anlage, während Blei, Zinn
und Kupfer über eine Abschmelztrennung im Drehofen separiert werden und ebenfalls stofflich
verwertet werden. Geringfügige Mengen an Schwermüll werden direkt deponiert [WEBER 90;
FRIED 98].
Altfahrzeug
Betriebsstoffe
Betriebsstoffentnahme
Betriebsstoffentnahme
Trockengelegtes Fzg.
Demontage
Demontage von
von Ersatzteilen
Ersatzteilen
“Ausgeschlachtetes” Fzg.
Ersatzteile
Demontage
Demontage von
von Materialien
Materialien
Restkarosse
Bauteile
Shredderprozeß
Shredderprozeß
Shredderfraktionen
Windsichtung
Windsichtung
Shredder-Schwerfraktion
ShredderLeichtfraktion
Magnetseparation
Magnetseparation
NE-Schwermüllfraktion
Fe-Fraktion
NE-Metallabscheider
NE-Metallabscheider
NE-Metallfraktion
Stoffliches
StofflichesRecycling
Recycling
Thermische
ThermischeVerwertung
Verwertungbzw.
bzw.Entsorgung
Entsorgung
Schwermüllfraktion
MüllverbrennungsSchlacke
Entsorgung
Entsorgung//Deponierung
Deponierung
Shredder-Leichtfraktion
Bild 4.19: Allgemeine Prozeßkette der heutigen Altautoverwertung
Im Gegensatz zur Bilanzierung der Herstellungsphase des Bauteils, bei der zumeist konkrete
Angaben zu den einzelnen Produktionsverfahren und Prozeßschritten vorliegen, gestaltet sich
die Bilanzierung der Verwertungsphase als weitaus schwieriger. Zum einen liegt der Grund
darin, daß der Produkthersteller keine unmittelbare Einflußnahme auf das Anwendung findende
Verwertungsverfahren ausüben kann, da die genauen Verwertungspfade oftmals durch die ak-
SEITE 78
tuellen Marktgegebenheiten determiniert sind, die von einer Reihe schwer prognostizierbarer
Parameter, wie z.B. Primär- und Sekundärmaterialpreise, Aufbereitungskosten etc., abhängen.
Zum anderen läßt sich bei langlebigen Gütern wie Automobilen infolge des zeitlichen Versatzes zwischen Bilanzierungs- und Verwertungszeitpunkt, von teilweise mehr als 20 Jahren
(durchschnittliches Fahrzeugalter ca. 13 Jahre + Modellzyklus ca. 7-8 Jahre), nur schwer eine
Prognose über Details zukünftiger Verwertungsprozesse anstellen. Zudem können zukünftige
gesetzliche Vorgaben sowie marktwirtschaftliche Entwicklungen in entscheidender Weise die
Wahl des zur Anwendung kommenden Verwertungsverfahrens beeinflussen.
Kann aufgrund dieser Unsicherheiten das Verwertungsverfahren nicht eindeutig bestimmt werden, empfiehlt es sich, mehrere, als realistisch erachtete, Verwertungsszenarien zu bilanzieren,
um z.B. die Sensitivität des Verwertungsverfahrens auf das Gesamtergebnis abschätzen zu
können. Dies trifft insbesondere bei der Bilanzierung von Kunststoffbauteilen zu, da bei diesen
Werkstoffen neben der heute überwiegend praktizierten Deponierung als Bestandteil der
Shredderleichtfraktion zukünftig vermehrt stoffliche und auch thermische Verwertungsverfahren zum Einsatz kommen, die das Potential zur Substitution primärer Ressourcen aufweisen.
4.3.1
Stoffliches Recycling
4.3.1.1
Formen stofflichen Recyclings
Denkbare Verwertungsszenarien sind alle Formen des stofflichen Recyclings, das in Anlehnung an die VDI-Richtlinie 2243 [VDI 93] in die Kreislaufarten Wiederverwendung, Weiterverwendung, Wiederverwertung und Weiterverwertung unterteilt werden kann (Bild 4.20):
Wiederverwendung
Wiederverwendung bezeichnet die erneute Nutzung eines gebrauchten Produktes für den selben Verwendungszweck − unter Beibehaltung der geometrischen Gestalt des Produktes. Für
den Automobilbereich können als Beispiele die Wiederverwendung eines Motors nach eventuellen Aufbereitungsschritten oder die Runderneuerung von Reifen angeführt werden.
Weiterverwendung
Weiterverwendung ist die Nutzung eines gebrauchten Produktes für einen Verwendungszweck,
für den es ursprünglich nicht hergestellt wurde. Dabei kommt dem Produkt unter Beibehaltung
SEITE 79
der ursprünglichen Gestalt eine neue Funktion zu, wie beispielsweise im Falle der Weiterverwendung eines Automotors als Antriebsaggregat für einen Notstromgenerator.
Wiederverwertung
Die Wiederverwertung bezeichnet den wiederholten Einsatz der Ausgangsmaterialien des Produktes für gleichartige Produktionsprozesse nach Auflösung dessen ursprünglicher Produktgestalt. Zur Wiederverwertung zählen neben dem physikalischen Recycling auch chemische Verfahren wie etwa die Pyrolyse (vgl. [WILLENBERG 96]), wenn aus den gewonnenen Ausgangsstoffen wieder gleichartige Produkte hergestellt werden (Beispiel: Stoßfänger zu Stoßfänger).
Weiterverwertung
Bei der Weiterverwertung werden die Ausgangsmaterialien des Produktes nach Auflösung dessen geometrischer Gestalt in anderen Produktionsprozesse verwendet, die zur Herstellung anderer, nicht mit dem ursprünglichen Produkt vergleichbarer Produkte führen (Beispiel: Automo-
Produktsystem B
Materialherstellung
Materialherstellung
Materialherstellung
Materialherstellung
WiederWiederverwertung
verwertung
WeiterWeiterverwertung
verwertung
Bauteilherstellung
Bauteilherstellung
Bauteilherstellung
Bauteilherstellung
WiederWiederverwendung
verwendung
WeiterWeiterverwendung
verwendung
Nutzung
Nutzung
Nutzung
Nutzung
Aufbereitung
Aufbereitung
Aufbereitung
Aufbereitung
Entsorgung
Entsorgung
Entsorgung
Entsorgung
Bild 4.20: Formen stofflichen Recyclings
Herstellungsphase B
Produktsystem A
Verwertungsphase B
Verwertungsphase A
Herstellungsphase A
bilschrott zu Baustahl).
4.3.1.2
SEITE 80
Methodische Bewertung der Sekundärstoffe im Closed-Loop
Aus Bild 4.20 geht hervor, daß sowohl die Recyclingformen Wiederverwendung als auch Wiederverwertung als Closed-Loop-Recycling modellierbar sind. Einerseits können so beispielsweise die ökologischen Herstellaufwendungen eines Motors, der nach Ablauf seines ersten
Lebenszyklusses in einem zweiten Lebenszyklus Anwendung findet, über das Verhältnis der
Laufleistungen zwischen erstem und zweitem Lebenszyklus aufgeteilt werden. Andererseits
läßt sich das stoffliche Recycling eines Stoßfängers zur erneuten Herstellung eines Stoßfängers
als „Produktionsrücklaufrecycling“ im weiteren Sinne auffassen.
Im Gegensatz zum echten Produktionsrücklaufrecycling, bei dem der, z.B. in Form von Stanzresten anfallende, Neuschrott (siehe nochmals Bild 4.1) hinsichtlich seiner technischen Anforderungen dem Primärmaterial gegenüber nahezu gleichwertig ist, kann der aus dem Altfahrzeug stammende Altschrott nicht beliebig oft im Kreis gefahren werden. Am Beispiel der Wiederverwertung von Aluminiumblech (Al-Knetlegierung) sollen die Grenzen der Kreislaufführung von Altschrotten sowie das daraus resultierende Potential zur Primäraluminiumsubstitution in zukünftigen Lebenszyklen aufgezeigt werden.
Einerseits sind Aufbereitungsprozesse, wie beispielsweise das Umschmelzen des Aluminiumschrottes, mit Materialverlusten verbunden. So reicht nach [RINK 96] die Spanne der Schmelzverluste, d.h. der infolge von Oxidation unwiderruflich verlorengegangenen Metalle
(insbesondere Al und Mg wegen derer hohen Sauerstoffaffinität), von etwa 0,5 % beim Einschmelzen von Aluminium-Masseln bis hin zu 10 % beim Einschmelzen von Spänen. Andererseits führen Verunreinigungen des Altschrottes dazu, daß die werkstofflichen Qualitätsanforderungen nur durch die zusätzliche Zugabe von Primärmaterial erreicht werden können.
Ist eine legierungsspezifische Sortierung des Altschrottes aus wirtschaftlichen Gründen nicht
durchführbar, so führt die Vermischung verschiedener Al-Legierungen zu einer Änderung der
Legierungszusammensetzung der neugewonnenen Schmelze, die durch die Zugabe von Primäraluminium und eventuelle Auflegierungsmaßnahmen kompensiert werden muß. Tabelle 4.4
zeigt, in welchem Maße bestimmte Al-Legierungen andere Al-Legierungen aufnehmen können,
ohne ihre technischen Eigenschaften zu verändern. So kann die Legierung AA 6082 nur zu 21
Gew.-% in der Legierung AA 6016 absorbiert werden, während die Legierung AA 6060 nahezu
mit allen aufgeführten Legierungen zu 100 % kompatibel ist und sich daher als eine aus Recy-
SEITE 81
clingsicht vorteilhafte Legierung darstellt. Die in Klammern angegebenen Elemente stellen
dabei die begrenzenden bzw. kritischen Legierungselemente dar.
Tabelle 4.4: Legierungskompatibilität für Al Extrusions-, Blech- und Gußlegierungen [ FRANZE 95/2]
wird absorbiert in Legierung
Legierung
AA 6060
AA 6063
AA 6082
AA 6016
AA 7020
AA 6060
100
AA 6063
63
(Mg)
27-30
(Si, Mg,
Cr, Mn)
21
(Si)
100
(-)
100
100
(-)
100
(-)
34
(Si, Mn,
Ni)
26
(Si)
100
100
(-)
37
(Mg)
21
(Mg)
64
(Si)
80
(Si)
21
(Si, Ni)
100
(-)
100
18
(Si, Ni)
2
(Zn)
2
(Si)
2-3
(Si, Cu)
3
(Zn)
3
(Si)
2
(Si, Cu)
3
(Zn)
4
(Si)
2-4
(Si, Cu)
3
(Zn)
3
(Si)
3
(Si, Cu)
AA 6082
AA 6016
AA 7020
GDAlSi10Mg
GDAlSi9Cu3
100
2
(Si)
2
(Si, Ni)
GDAlSi10Mg
100
(-)
47
(Mg)
26-28
(Mg, Cr)
GDAlSi9Cu3
100
(-)
54
(Mg)
34
(Mg)
0
(Mg, Zn,
Ni, Cr)
2
(Zn)
100
100
(-)
100
(-)
16
(Zn)
3
(Cu)
100
D.h., die beim Umschmelzen auftretenden Oxidationsverluste sowie die mit der Vermischung
verschiedener Al-Legierungen einhergehenden Aufkonzentrationen von Legierungselementen
sind ursächlich für die begrenzte Kreislaufführung von Al-Knetlegierungen. Diese sowohl
quantitativen als auch qualitativen Materialverluste lassen sich nach dem 2. Hauptsatz der
Thermodynamik [STEPHAN 90] durch eine Zunahme der Irreversibilität (Entropie) beim
Durchlaufen der verschiedenen Prozeßstufen des Materialumschlags begründen. Beziffert man
die aus der Oxidation resultierenden Massenverluste auf 4 % (vm) sowie die Zugabe an Primäraluminium (zprimär), das zur Kompensation der Qualitätsverluste aufgebracht werden muß,
nach [LEITERMANN 96] auf 25 %, so errechnet sich nach Gl. 4.17 ein statischer Recyclinggrad
(rstat) von 76,8 %. Dies bedeutet, daß 76,8 % des ursprünglichen Primärmaterials in einem
zweiten Lebenszyklus wiederverwertet werden, von dessen Altschrott wiederum 76,8 % in einen dritten Lebenszyklus eingehen usw. (Bild 4.21). Ein Wachstum der Aluminiummenge wird
dabei in diesem mengenstatischen Modell ausgeschlossen, um den qualitativen Verschlechterungen des Aluminiums Rechnung zu tragen.
Statischer Recyclinggrad
rstat =
1 − vm
1 + z primär
Gl. 4.17
SEITE 82
Rezyklatanteil [%]
Closed-Loop-Recycling
100
80
Primäraluminium
60
Sekundäraluminium
40
20
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Lebenszyklus
Bild 4.21: Rezyklatanteil über die Lebenszyklen bei einem statischen Recyclinggrad von 76,8 %
Zur Verteilung der aus der Primäraluminiumherstellung des ersten Zyklusses resultierenden
Umweltlasten
auf
die
zukünftigen
wiederverwertenden
Lebenszyklen
des
Al-
Knetlegierungskreislaufes muß die Umschlaghäufigkeit des Rohstoffes bezogen auf die im
ersten Lebenszyklus eingesetzte Menge mprimär ermittelt werden. Die Umschlaghäufigkeit Un
kann aus der theoretisch unendlichen geometrischen Reihe nach Gl. 4.18 errechnet werden.
n
Umschlaghäufigkeit
Un =
∑m
primär
⋅ r i−1
i =1
m primär
=
1− rn
n
1− r = 1− r
m primär
1− r
m primär ⋅
Gl. 4.18
Aus dem gegebenen Recyclinggrad von r = 0,768 errechnet sich bei n → ∞ eine Umschlaghäufigkeit von Un = 4,31, d.h. das ursprünglich primär gewonnene Aluminium wird auf seine Masse bezogen 4,31 mal umgeschlagen. Somit lassen sich die Umweltlasten der Primärherstellung
zu 23,2 % dem ersten Lebenszyklus und zu 76,8 % den zukünftigen Lebenszyklen zuordnen.
Die Lebenszyklen werden zudem mit ihren jeweiligen Aufbereitungs- und Entsorgungsprozessen belastet, d.h. der erste Lebenszyklus muß so noch die anteiligen Umweltlasten z.B. des
Umschmelzens sowie die der Entsorgung des nicht mehr kreislauffähigen Materialanteils tragen, so daß sich für den ersten Lebenszyklus ein ökologischer Aufwand (ÖALZ 1) nach Gl. 4.19
ergibt.
ÖALZ 1 =
ÖAPrimärherstellung + (U n − 1) ⋅ ÖAAufbereitung + ÖAEntsorgung
Un
Gl. 4.19
SEITE 83
Aus der obigen Gleichung wird auch ersichtlich, daß ein stoffliches Recycling nicht per se die
Umwelt entlasten muß. Fällt der ökologische Aufwand des ersten Lebenszyklusses der Recyclingkaskade höher aus als die Aufwendungen für die Primärherstellung und die Entsorgung, so
ist eine Deponierung des Sekundärstoffes aus ökologischer Sicht vorzuziehen. Löst man
Gl. 4.19 nach den Aufbereitungsaufwendungen auf, so zeigt sich, daß diese im Falle einer
ökologisch sinnvollen Recyclingwirtschaft geringer sein müssen als die ökologischen Aufwendungen der Primärerzeugung und der Entsorgung (Gl. 4.20 und 4.21).
Recycling ökologisch sinnvoll, wenn gilt:
bzw.
4.3.1.3
ÖALZ 1 < ÖAPrimärherstellung + ÖAEntsorgung
Gl. 4.20
ÖAAufbereitung < ÖAPrimärherstellung + ÖAEntsorgung Gl. 4.21
Methodische Bewertung der Sekundärstoffe im Open-Loop
Im Gegensatz zur Wiederverwendung und Wiederverwertung, bei denen der Sekundärstoffaustausch innerhalb der erweiterten Systemgrenzen stattfindet, handelt es sich bei den Recyclingformen Weiterverwendung und Weiterverwertung infolge der systemüberschreitenden
Sekundärströme um Ausprägungen eines Open-Loop-Recyclings (Bild 4.20). Die Weiterverwendung von Bauteilen ist dabei auf den Automobilbereich bezogen von untergeordneter Bedeutung, so daß sich die nachfolgenden Betrachtungen auf die stoffliche Weiterverwertung
beziehen. Einerseits ist beim Open-Loop-Recycling nicht bekannt, aus welchen Produktsystemen der bei der Herstellung des Bauteils verwertete Sekundärstoff stammt, bzw. wohin der aus
dem Bauteil resultierende Sekundärstoff nach Ablauf des Bauteillebens hingeht. Zudem tritt
durch die Verunreinigung des Sekundärmaterials oftmals eine Verschlechterung der technischen Materialeigenschaften (Downcycling) ein, die einen Closed-Loop-Ansatz unmöglich
machen.
Vergleich existierender Methoden zur Bewertung von Open-Loop-Recycling
Aus der Literatur sind zur Bewertung dieser Sekundärstoffe verschiedene Ansätze bekannt, von
denen die wesentlichen im folgenden gegenübergestellt werden (Bild 4.22). So trägt nach dem
Modell von Östermark der erste Lebenszyklus sowohl die gesamten Umweltlasten der Primärmaterialherstellung als auch der Entsorgung nach Ablauf des letzten Lebenszyklusses. Die
weiterverwertenden Lebenszyklen werden lediglich mit den Aufbereitungsprozessen belastet
[LINDFORS 95/1]. Hierdurch ergibt sich für den ersten Lebenszyklus kein Anreiz zur recycling-
SEITE 84
optimierten Produktgestaltung. Die nachfolgenden Lebenszyklen profitieren von dem gratis zur
Verfügung gestellten Sekundärmaterial und haben zudem nicht einmal die Lasten der Entsorgung zu tragen. Eine ähnliche Bewertung findet in dem Modell von Neumann statt, bei dem die
Primärmaterialherstellung gänzlich dem ersten Lebenszyklus zugeschrieben wird und die Aufbereitungs- und Entsorgungsaufwendungen von den nachfolgenden Lebenszyklen zu tragen
sind [NEUMANN 96/3]. Bei diesem Ansatz werden die Bilanzgrenzen sehr eng um den ersten
Lebenszyklus gezogen, inwiefern der Sekundärstoff in weiteren Lebenszyklen ökologische
Aufwendungen vermeiden vermag bleibt unberücksichtigt.
8
6
4
2
0
Entsorgung
Aufbereitung
Primärherstellung
LZ 1
LZ 2
Modell von Neumann
Ökologischer
Aufwand
Ökologischer
Aufwand
Modell von Östermark
8
6
4
2
0
LZ 3
Aufbereitung
Primärherstellung
LZ 1
Lebenszyklus
LZ 2
LZ 3
Lebenszyklus
Modell von Karlsson
Modell von Mauch
6
8
6
4
2
0
Entsorgung
Aufbereitung
Primärherstellung
LZ 1
LZ 2
LZ 3
Lebenszyklus
Ökologischer
Aufwand
Ökologischer
Aufwand
Entsorgung
4
Heizwert
2
Entsorgung
0
-2
Aufbereitung
LZ 1
LZ 2
LZ 3
Primärherstellung
-4
Lebenszyklus
Bild 4.22: Modelle zur methodischen Bewertung von Sekundärstoffen im Open-Loop (Zugrunde liegende Annahmen: Primärherstellungsaufwand 7, Aufbereitung 2, Entsorgung 1 ökologische Einheiten;
Heizwert 43 % bezüglich der energetischen Aufwendungen zur Primärherstellung)
Nach dem Modell von Karlsson werden hingegen die aus der Primärherstellung resultierenden
Umweltlasten proportional dem mengenbezogenen Entlaß eines Lebenszyklus zugeordnet.
Wird das Primärmaterial vollständig den weiteren Lebenszyklen übergeben, so haben diese zu
100 % die Umweltlasten zu tragen, der erste Zyklus trägt lediglich die Aufwendungen der Materialaufbereitung nach dessen Gebrauch [LINDFORS 95/1]. Bei diesem Modell findet also eine
Projektion der Umweltlasten in zukünftige Lebenszyklen statt, wodurch für den ersten Lebenszyklus wiederum kein Anreiz geschaffen wird, das Primärmaterial möglichst effizient herzustellen, da dieser ohnehin die gesamten Aufwendungen weiterreichen kann.
SEITE 85
Neben diesen, auf reinen Konventionen beruhenden, Bewertungsmodellen existiert noch eine
energetisch begründete Bewertung der systemüberschreitenden Sekundärstoffe anhand ihres
Heizwertes in dem Modell von Mauch. Bei diesem Ansatz wird dem ersten Lebenszyklus eine
Gutschrift in Höhe des im Sekundärmaterial verbleibenden Heizwertes zugeteilt. Diese Energieaufwendungen werden dem zweiten Lebenszyklus angelastet, sofern dieser sie nicht wiederum an nachfolgende Zyklen abgeben kann. Der letzte Lebenszyklus in der Kette wird damit mit
den Heizwertaufwendungen belastet [MAUCH 93]. Dieser Ansatz scheint zwar auf den ersten
Blick gerechtfertigt zu sein, insofern er den ersten Lebenszyklus entlastet. Durch das Weitergeben des Heizwertes an nachfolgende Zyklen werden jedoch der erste und der letzte Lebenszyklus diskriminiert, da diese die Primärherstellungsaufwendungen und die Entsorgung zu tragen
haben, während die Zyklen 2 bis einschließlich n-1 nicht belastet werden.
Wendet man das energetische Bewertungsverfahren einerseits auf Metalle wie etwa Aluminium
und andererseits auf Kunststoffe an, so wird zudem augenfällig, daß infolge des auf den energetischen Primärherstellungsaufwand bezogenen höheren Anteils des Heizwertes von Kunststoffen im Gegensatz zu den relativ geringen Heizwerten von Metallen eine subjektive Bevorteilung der Kunststoffe erfolgt, da sie einen größeren Anteil der Herstellungsenergie dem letzten Lebenszyklus weitergeben können. So besitzt Polypropylen beispielsweise einen Heizwert
von 42,5 MJ/kg, woraus sich auf die Herstellungsenergie von 96 MJ/kg für das Rohmaterial
bezogen eine Gutschrift von 44 % für den ersten Produktlebenszyklus ergibt (Energiedaten aus
[DALMIJN 96]). Bei der Aluminiumherstellung errechnen sich hingegen aus der Primärherstellungsenergie des Rohmaterials von ca. 225 MJ/kg [IKP 96] und einem Heizwert von 30 MJ/kg
[MAUCH 93] lediglich 13 %, die von den Primäraufwendungen weitergegeben werden können,
obwohl Aluminium weitaus öfters im Kreis gefahren werden kann als Polypropylen.
Keines der obigen Verfahren kann der Kritik subjektiv wertender Modellannahmen und unzulässiger Vereinfachungen standhalten. So bleibt einerseits bei allen Modellen unberücksichtigt,
wie oft das Sekundärmaterial im Kreis gefahren werden kann. Andererseits findet in keinem
der Modelle eine methodische Berücksichtigung einer eventuellen Verschlechterung der Materialqualität (Downcycling) statt, so daß kein Anreiz zu einem Hochwertrecycling gegeben wird.
Eine Aufteilung der ökologischen Aufwendungen findet nur zwischen dem ersten und dem
letzten Lebenszyklus statt, während die dazwischen liegenden Lebenszyklen als ökologische
Trittbrettfahrer ausschließlich vom Sekundärmaterial profitieren, ohne sich an den Aufwen-
SEITE 86
dungen zu beteiligen. Im folgenden soll deshalb ein Ansatz aufgezeigt werden, der die aus der
Primärherstellung resultierenden Umweltlasten auf alle im Kreislauf befindlichen Lebenszyklen gerecht verteilt und zudem die begrenzte Kreislauffähigkeit sowie die Verschlechterung
der technischen Materialeigenschaften berücksichtigt.
Verfahren zur methodischen Bewertung von Open-Loop-Recycling
Ein zentrales Element bei diesem Ansatz liegt in der Erfassung der Qualitätsverluste des Ausgangswerkstoffes, die beim Durchlaufen verschiedener Lebenszyklen auftreten. In jüngster Zeit
zeichnet sich zur Qualitätserfassung von Prozessen und Produkten ein vielversprechender Ansatz anhand der Entropie, gemäß dem 2. Hauptsatz der Thermodynamik, ab [SHIBAIKE 99].
Aufgrund der aufwendigen Operationalisierbarkeit dieses Ansatzes soll im folgenden jedoch
der Qualitätsverlust über die Aufkonzentration verschiedener Legierungselemente im Sekundärwerkstoff beschrieben werden. So findet bei der Aluminiumblechverwertung infolge der
Vermischung der ursprünglichen Al-Knetlegierung mit weiteren Al-Legierungen und v.a. mit
Al-Gußlegierungen im Shredder eine Auflegierung bzw. Verunreinigung des ursprünglichen
Werkstoffes statt. Insbesondere die Aufkonzentrationen der Legierungselemente Silizium,
Mangan, Magnesium und Eisen unterbinden eine weitere Anwendung des Sekundäraluminiums
als Knetlegierung. Zur Beschreibung der technischen Qualität eines Werkstoffes wurde von
[BAITZ 96] ein Qualitätsindikator für Al-Knetlegierungen entwickelt, der die während der Aufbereitung stattfindende Aufkonzentration (Ki(LZ 1) ⇒ Ki(LZ 2)) ins Verhältnis zur Grenzkonzentration (GKi) setzt, woraus sich der gewichtete Qualitätsverlust beim Übergang der AlLegierung vom ersten in den zweiten Lebenszyklus bestimmen läßt (Tabelle 4.5).
Tabelle 4.5: Qualitätsverlust bei Aufkonzentration der Al-Legierung LZ 1 zu LZ 2 [BAITZ 96]
i
GKi Ki(LZ 1)
Ki(LZ 2)
A i (LZ 2) =
Ki (LZ 2)
∑ Ki (LZ 2)
∆Q i =
K i (LZ 1) − K i (LZ 2)
GK i
∆Q i ⋅ A i (LZ 2)
i
Si
Mg
Cu
Fe
Mn
Zn
Cr
Ti
Σ
[%]
[%]
[%]
[%]
[%]
[%]
1,40
5,60
6,00
1,00
1,50
6,10
0,35
0,20
0,60
0,60
0,10
0,30
0,10
0,15
0,05
0,10
0,90
0,70
0,30
0,35
0,50
0,20
0,30
0,10
26,9
20,9
9,0
10,4
14,9
6,0
9,0
3,0
- 21,4
- 1,8
- 3,3
- 5,0
- 26,7
- 0,8
- 71,4
0,0
- 5,8
- 0,4
- 0,3
- 0,5
- 4,0
0,0
- 6,4
0,0
∑ K (LZ 1) ∑ K (LZ 2)
i
22,0
∆Qges
i
i
i
2,00 %
3,35 %
100 %
-17,4 %
SEITE 87
Über die Wichtung der beim Übergang des ersten in den zweiten Lebenszyklus eintretenden
Qualitätsänderung ∆Qi mit dem Anteil Ai des jeweiligen Legierungselementes i an der Legierungsmenge des Rezyklates kann nach [BAITZ 96] die gesamte Qualitätsänderung ∆Qges bestimmt werden. ∆Qges beschreibt die gewichtete Summe der einzelnen Qualitätsverluste durch
Aufkonzentration einer Komponente i. Um aus einer Al-Knetlegierung wieder eine Knetlegierung herstellen zu können, muß die verbleibende Qualität größer gleich null sein. D.h., im angegebenen Beispiel kann das Aluminium 6 mal umgeschlagen werden, dann läßt die verbleibende Qualität von -4,4 % nach Ende des sechsten Lebenszyklusses keine weitere Kreislaufführung mehr als Al-Knetlegierung zu.
Beim Open-Loop-Recycling des Aluminiumblechs findet bereits im Shredderprozeß eine Überschreitung der Grenzkonzentration für eine Al-Knetlegierungsanwendung statt. Dies hat die
Folge, daß das Aluminium nur noch in minderwertigen Anwendungen verwertet werden kann
(Downcycling). Zur Beschreibung der verbleibenden Qualität des nur noch als Aluminiumguß
verwertbaren Sekundärmaterials ist der Qualitätsindikator auf die weitaus höheren Grenzkonzentrationen von Al-Gußlegierungen anzupassen. Bild 4.23 zeigt den Verlauf der, anhand des
Legierungsbestandteiles Silizium, abstrahierten Konzentrationsfunktion sowie den zugehörigen
Qualitätsverlauf des Aluminiums. Zur Bestimmung der exakten Qualitätsfunktion müßten einerseits die genauen Grenzkonzentrationen der einzelnen Legierungsbestandteile für eine Gußanwendung verfügbar sein. Andererseits wäre die Legierungskonzentration des Sekundäraluminiums nach der Aufbereitung (Shredder, Schwimm-Sink, Umschmelzen) zu bestimmen.
Die Berechnung der Umschlaghäufigkeit in Bild 4.23 erfolgte auf Basis der massebezogenen
Verluste während der einzelnen Aufbereitungsphasen des Sekundärmaterials. Beziffert man die
massebezogenen Verluste im Shredder nach [RINK 96] auf 2 % und die in der Schwimm-SinkAnlage auftretenden Verluste ebenfalls auf 2 % (2 % bei guter Anlagenführung, sonst je nach
Durchsatz bis zu 8 %) sowie die beim Umschmelzen auftretenden Oxidationsverluste auf 4 %,
so ergibt sich bei der Aufbereitung des Aluminiums ein Materialverlust von 7,8 %. Aufgrund
der eingetretenen Qualitätsverluste sind den verbleibenden 92,2 % für eine Aluminiumgußanwendung nach [LEITERMANN 96] noch 4 % (zwischen 3 und 5 %) Primäraluminium zuzuführen, so daß sich hieraus ein Recyclinggrad von 88,7 % (Gl. 4.17) ergibt, woraus nach Gl. 4.18
eine Umschlaghäufigkeit von 8,8 resultiert. Hierbei wurde angenommen, daß der geringwertigere Aluminiumgußschrott wieder im Automobilbereich Anwendung findet und somit die glei-
SEITE 88
chen Massenverluste entlang der Aufbereitungskette (Shredder, Schwimm-Sink, Umschmelzen) auftreten wie bei der erstmaligen Al-Blechverwertung.
Werkstoffkaskade
100
5
∆Q[0;1] ohne DC
90
Qualität
Qualität [%]
[%]
Konzentration
Konzentration [%]
[%]
Niederwertkaskade
4,5
80
4
70
3,5
∆Q[0;1] DC
60
3
50
2,5
40
2
30
1,5
20
1
10
0,5
0
Preis[DM/kg]
[DM/kg]
Preis
Hochwertkaskade
Qualität Downcycling
unberücksichtigt [%]
Qualität Downcycling
berücksichtigt [%]
Konzentration [%]
Sekundärmaterialpreise [DM/kg]
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
8,8
Umschlaghäufigkeit [%]
Umschlaghäufigkeit
[%]
Bild 4.23: Verteilung der Umweltlasten in Abhängigkeit von technischer Qualität und Preis (Zugrunde
liegende Annahmen: Umschlaghäufigkeit Un 8,8; Si-Konzentration des Aluminiumgemisches nach erstem Umschlag 9 %; Si-Grenzkonzentration 12 %; Preis Al-Knetlegierung primär 5 DM/kg [VAW 97];
Preis Al-Gußschrott 1,65 DM/kg [EUWID 98])
Jenseits der Schwierigkeiten, die mit der Erfassung der einzelnen Legierungskonzentrationen
des Sekundäraluminiumgemisches sowie deren zugehöriger Grenzkonzentrationen verbunden
sind, stellt sich die fundamentale Frage, ob eine Berücksichtigung des Qualitätsverlustes beim
Übergang der Knet- in eine Gußanwendung überhaupt legitim ist, sofern Al-Gußlegierungen
noch aus Primäraluminium hergestellt werden. In diesem Fall, in dem Aluminium für Gußanwendungen noch primär gewonnen wird, darf das aus Al-Knetlegierungen stammende Sekundäraluminium, das Primäraluminium für Gußanwendungen substituiert, nicht über den Ansatz
von Downcycling-Qualitätsfunktionen unterbewertet werden. Im hypothetischen Grenzfall, in
dem der gesamte Aluminiumbedarf für Gußanwendungen primären Quellen entstammen würde, ergäbe sich demnach eine Gleichverteilung der Umweltlasten auf den Materialumschlag
(Bild 4.23; Qualität Downcycling unberücksichtigt).
D.h., beim Open-Loop-Recycling hängt die Berücksichtigung des mit einem Downcycling einhergehenden Gesamtqualitätsverlustes (∆Q[0;1]
gesamt, DC berücksichtigt)
zusätzlich noch von den
realen Gegebenheiten am Aluminiummarkt ab. Zur Berechnung einer aufgrund der Kreislauf-
SEITE 89
führung des Werkstoffes anzusetzenden ökologischen Gutschrift (ÖGLZ1) für die Primärherstellung müßte der aus dem Downcycling resultierende Qualitätsverlust (∆Q[0;1]
DC),
der sich
nach Ablauf des ersten Lebenszyklusses ergibt, demnach noch über die Rezyklateinsatzquote
(REQ), d.h. über den Anteil der Sekundärgewinnung am Aluminiumgußgesamtmarkt (Primärund Sekundärerzeugung) gewichtet werden (Gl. 4.22 und 4.23).
D.h., im Grenzfall einer gänzlich auf Sekundäraluminium beruhenden Al-Gußproduktion findet
der Downcycling-Qualitätsverlust bei der Berechnung der ökologischen Gutschrift volle Berücksichtigung. Wird hingegen ein bestimmter Bedarf der Aluminiumgußproduktion aus Primäraluminium gedeckt, so kann nicht mehr der gesamte Qualitätsverlust des Downcyclings auf
den ersten Lebenszyklus umgelegt werden, die ökologische Gutschrift fällt dementsprechend
höher aus. Allerdings kann die ökologische Gutschrift nur auf die, nach der Aufbereitung des
Altbauteiles verbleibende, Schrottmenge (Massenverlust der Aufbereitung vm
Aufber.)
gegeben
werden und ist zudem mit den ökologischen Aufwendungen für die Schrottbereitstellung zu
belasten (ÖAAufber.).
∆Q[0;1] gesamt, DC berücksichtigt = ∆Q[0;1] ohne DC + ∆Q[0;1]DC =
ÖG LZ 1 = ÖAPrimärherst. ⋅ (1 − v m Aufber . ) ⋅ (1 −
1
+ ∆Q[0;1]DC
Un
Gußprod.sekundär
1
− ∆Q[0;1] DC ⋅
) − ÖAAufber .
Un
Gußprod.gesamt
Gl. 4.22
Gl. 4.23
Diese offensichtliche Verflechtung zwischen der technischen Qualität und der volkswirtschaftlichen Verfügbarkeit eines Sekundärstoffes ruft eine weitere Größe ins Zentrum der Betrachtung, den Preis, scheint er doch auf ideale Weise einerseits die qualitativen Ausprägungen des
Werkstoffes mit dessen quantitativer Verfügbarkeit (Angebot) zu verbinden (Gl. 4.24). So ist
der Preis von Sekundäraluminium einerseits von dessen technischer Qualität und damit der
Eignung zu hochwertigem Recycling abhängig, so daß hochwertige Sekundärstoffe einen größeren Teil der Umweltlasten an zukünftige Lebenszyklen weitergeben können. Andererseits
bestimmt das Angebot an Sekundärmaterial den Preis und damit ebenso das Potential zur Verteilung der Umweltlasten in die Zukunft. Hierdurch wird bei geringer Rezyklatverfügbarkeit
über hohe Preise und damit hohe Zukunftsanteile der Umweltlasten ein Anreiz zum Aufbau
einer Kreislaufwirtschaft geschaffen. Sinkt mit zunehmendem Rezyklatanteil der Preis, so wird
SEITE 90
dem Umstand Rechnung getragen, daß die Verwertung des Sekundärmaterials in niederwertigen Anwendungen (Downcycling) begrenzt ist.
ÖG LZ 1 = f(∆Q;REQ) = ÖAPrimärherst. ⋅ (1 − v m Aufber . ) ⋅ (
Preis Al −Gußschrott
Preis Al − Knetleg . primär
) − ÖAAufber .
Gl. 4.24
Für die ökologische Bewertung von Sekundärstoffen im Open-Loop scheint daher der Preis, in
seiner Funktion als ein an den Markt angepaßter Qualitätsindikator, der geeignetste Verteilungsschlüssel für die Aufteilung der während des gesamten Materialumschlags hervorgerufenen Umweltlasten zu sein. In Bild 4.23 wird daher der nach Ablauf des ersten Lebenszyklusses
erzielbare Preis für Al-Gußschrott in Höhe von 1,65 DM/kg [EUWID 98] ins Verhältnis zum
ursprünglichen Primärmaterialpreis in Höhe von 5,00 DM/kg für Al-Knetlegierungen
[VAW 97] gesetzt. Der verbleibende Vermögenswert von 1,65 DM/kg für den Al-Gußschrott
wird linear bis zum Restwert 0 nach Vollendung des 8,8ten Materialumschlags abgeschrieben.
Jeder Lebenszyklus zeichnet sich durch die Preisverteilung der Umweltlasten selbst verantwortlich, für einen aus ökologischer Sicht sinnvollen Einsatz des Sekundärmaterials. Im theoretischen Fall einer nach wie vor auf Primärmaterial zurückgreifenden Aluminiumgußwirtschaft heißt dies, daß es bei unvollständigem Sekundärmarkt für Al-Gußlegierungen durchaus
Sinn macht, den anfallenden Al-Schrott auch in niederwertige Anwendungen einfließen zu lassen, um den hohen Aufwand zur Etablierung eines Hochwertrezyklatkreislaufes zu umgehen.
Ansatz ökologischer Gutschriften
Abschließend soll in Bild 4.24 am konkreten Beispiel einer primär gewonnenen AlKnetlegierung nochmals aufgezeigt werden, in welchem Ausmaß die verschiedenen Bewertungsmodelle für Sekundärstoffe eine Verschiebung der aus der Primärherstellung des Aluminiums resultierenden Energieaufwendungen (EA) in die Zukunft zulassen. Es zeigt sich, daß
bei einem Closed-Loop-Recycling der Al-Knetlegierung 77 % der ursprünglich verbrauchten
Energieaufwendungen (225 MJ/kg) auf zukünftige Lebenszyklen verteilt werden können. Die
Herstellaufwendungen bei Berücksichtigung der Gutschrift reduzieren sich dadurch auf nur
noch 23 % der ursprünglich Energieaufwendungen. Würde man kein Recycling durchgeführen,
so müßte der Energiebalken auf die Nullinie angehoben werden, d.h. die Gutschrift würde sich
auf Null reduzieren und die Herstellaufwendungen würden auf 100 % bzw. 225 MJ/kg ansteigen. Infolge des nahezu geschlossenen Sekundäraluminiumkreislaufes im Bereich der AlGußproduktion beschränkt hingegen der Qualitätsverlust des Downcyclings die Weitergabe der
SEITE 91
Energieaufwendungen auf 32 %, wodurch im Sinne des Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetzes (KrW-/AbfG, vgl. Abschnitt 2.4) ein Anreiz zum Hochwertrecycling geschaffen wird. Da
die Umweltlasten bei der Primärmaterialerzeugung real entstanden sind und der Ansatz von
Gutschriften einer Projektion der Umweltlasten in die Zukunft entspricht, sollten angesetzte
Gutschriften immer explizit ausgewiesen werden, zumal sich der Zeithorizont der Bilanzierung
i.d.R. auf den Lebenszyklus des untersuchten Fahrzeuges bezieht, aber die projizierten Umweltlasten erst danach eingespart werden können.
Energieaufwand [MJ/kg]
Ansatz energetischer Gutschriften
250
200
150
Aufbereitung
100
50
Herstellung
Gutschrift
0
-50
-100
-150
-200
-250
Östermark Neumann
Karlsson
Mauch Closed-Loop Open-Loop
Bild 4.24: Gutschriftvergabe der unterschiedlichen Bewertungsmodelle für Sekundärstoffe am Beispiel
einer primär erzeugten Al-Knetlegierung (Zugrunde liegende Annahmen der Berechnungen: EAPrimärherst. 225 MJ/kg [IKP 96]; EAShredder (inkl. Schwimm-Sink) 0,37 MJ/kg [IKP 96]; EAUmschmelzen 7,5 MJ/kg [IKP
96]; Hu Aluminium 30 MJ/kg [MAUCH 93]; Un Closed-Loop 4,31 (s.o.); Preis Al-Gußschrott 1,65 DM/kg
[EUWID 98]; Preis Al-Knetlegierung primär 5,00 DM/kg [VAW 97];
4.3.2
Thermische Verwertung
Neben den stofflichen Verwertungsverfahren existiert noch die Möglichkeit zur thermischen
Verwertung (auch als energetische Verwertung bezeichnet), bei der eine Nutzung der im Produkt gespeicherten chemischen Energie (auch Feedstock genannt) stattfindet [BAITZ 96]. Insbesondere Kunststoffe eignen sich wegen ihres hohen Energieinhaltes zur Substitution von Primärbrennstoffen, wodurch theoretisch die mit der Bereitstellung des substituierten Brennstoffes
verbundenen ökologischen Aufwendungen eingespart werden können und somit in Form einer
Gutschrift von dem den Substitutionsbrennstoff erstellenden Produktsystem abgezogen werden
könnten (vgl. Äquivalenzprozeßbilanzierung in Abschnitt 3.2.4.1). In der Praxis sind solche
Anlagen, die für eine energetische Verwertung von unterschiedlichen Brennstoffen geeignet
SEITE 92
sind, wie etwa Müllverbrennungskraftwerke, für eine Mischbefeuerung ausgelegt. Mit einem
für einen spezifischen Brennstoff, wie z.B. Schweröl oder Erdgas, optimierten Kraftwerk ließen
sich i.d.R. jedoch höhere Wirkungsgrade der Stromerzeugung als bei Müllkraftwerken erzielen.
Die Erteilung einer Gutschrift in Höhe der Bereitstellungsaufwendungen des Substitutionsbrennstoffes würde demnach den schlechteren Wirkungsgrad von thermischen Verwertungsanlagen vernachlässigen (ηthermische Verwertung < ηSekundärenergiebereitstellung). Da in die Herstellung des
Bauteiles jedoch Sekundärenergieträger, wie elektrischer Strom und Wärme eingehen, bietet
sich eine Erweiterung des Produktsystemes um den thermischen Verwertungsprozeß an, da
somit der bei der energetischen Verwertung erzeugte Sekundärenergieträger die für die Herstellung des Automobilbauteils benötigten Sekundärenergien substituieren kann (Closed-LoopRecycling). Die aus der thermischen Verwertung resultierenden Emissionen und Abfälle werden damit automatisch dem Produktsystem des Automobilbauteils zugeschlagen (Bild 4.25).
Primäre Ressourcen
Emissionen Abfälle
Sekundärenergie- Sekundärenergie
bereitstellung
Herstellung
Bauteil
Thermische
Verwertung
Sekundärenergie z.B. Strom, Wärme
Bild 4.25: Erweiterung des Produktsystems um thermischen Verwertungsprozeß (Closed-Loop-Ansatz)
4.3.3
Entsorgung
Ist weder eine stoffliche noch eine thermische Verwertung möglich, so muß das Produkt entsorgt werden. Bei Produkten mit hohem Gefährdungspotential muß gemäß der Technischen
Anleitung Siedlungsabfall (TASi vom 1.6.1993) vor der endgültigen Deponierung noch eine
thermische Inertisierung und Schadstoffentfrachtung des Entsorgungsgutes stattfinden (z.B.
über Müllverbrennungsanlage) [HERBERMANN 96]. Über eine Volumenreduzierung trägt diese
sogenannte thermische Entsorgung (≠ thermische Verwertung, keine Energierückgewinnung)
zudem zu einer Entlastung des Deponieaufkommens bei. Die Prozeßdaten der mit den Entsorgungspfaden verbundenen Prozeßketten wie Shreddern, Transport, Müllverbrennung, Deponierung etc. sind zu erfassen und werden vollständig dem Produkt angelastet, da keine weitere
Verwertung der Ausgangsmaterialien in anderen Produktsystemen stattfindet.
KAPITEL 5: ÖKOLOGISCH-ÖKONOMISCH EFFIZIENTE BAUTEILENTWICKLUNG
5
SEITE 93
ÖKOLOGISCH-ÖKONOMISCH EFFIZIENTE BAUTEILENTWICKLUNG
Die Entscheidung für oder wider eine der untersuchten Bauteiloptionen hängt in hohem Maße
von den lebenszyklusweit zu erwartenden monetären Gesamtnutzen der zu vergleichenden Alternativen ab. Die freie Marktwirtschaft regelt über ihre grundlegenden Mechanismen der Angebots- und Nachfragebildung eine unter wirtschaftlichen Gesichtspunkten effiziente Allokation der Produktionsfaktoren über den Preis eines Gutes. Die Überlebensfähigkeit und Prosperität einer am Markt agierenden Unternehmung hängt daher bei gegebenem Gesamtnutzen entscheidend von der Kostenstruktur ihrer Erzeugnisse ab. Negative ökologische Auswirkungen
der untersuchten Alternativen werden dagegen von den Wirtschaftssubjekten nicht innerhalb
ihres betriebswirtschaftlichen Rechnungswesens erfaßt.
Durch die Nichtberücksichtigung hieraus abzuleitender negativer Externalitäten, d.h. durch die
Umweltbelastungen versursachter externer Kosten, kommt es zu einer Verzerrung der Marktpreisbildung, mit der Folge einer suboptimalen volkswirtschaftlichen Allokation der Produktionsfaktoren (Arbeit, Kapital, Boden; neuerdings auch Ressourcen, Wissen [ENDRES 94]). Die
strategische Unternehmenspolitik orientiert sich an den kurz- bis mittelfristig zu erwartenden
Ressourcenkosten (Zeitraum < 20 Jahre), ein infolge der zunehmenden Knappheiten langfristig
steigendes Kostenniveau bzw. eine etwaige zukünftige Erschöpfung der Ressourcen (Zeitraum
> 50 Jahre) finden hingegen nur unzureichend Berücksichtigung, wodurch eine der gesamtwirtschaftlichen Nachhaltigkeit kontraproduktiv entgegenstehende intertemporale Fehlallokation
der Produktionsfaktoren entsteht.
Hieraus resultiert ein ambivalentes Verhältnis zwischen den mikroökonomischen Verhaltensmustern der Wirtschaftssubjekte (interne Kostenorientierung) einerseits und den über die tatsächliche Kosten (interne und externe Kostenorientierung) makroökonomisch argumentierenden Vertretern der Volkswirtschaftslehre andererseits. Der naheliegende Gedanke einer Internalisierung dieser externen Effekte in die Kostenrechnung ist jedoch infolge der Unmöglichkeit einer objektiv bewertenden Monetarisierung der Umweltbelastungen zum Scheitern verurteilt. Zudem besteht für eine Unternehmung, ausnehmlich einer beispielsweise im Umweltmarketing begründeten ökologisch orientierten Politik, i.d.R. kein Anreiz eine zwar gesamtökologisch sinnvolle, aber singulärwirtschaftlich suboptimale Lösung mit der Konsequenz einer gegenüber den anderen Marktanbietern verschlechterten Wettbewerbsfähigkeit zu verfolgen.
SEITE 94
Eine Symbiose der oftmals konfliktären Zielbeziehungen Ökologie und Ökonomie soll daher
nicht über die monetäre Internalisierung externer Effekte erfolgen (wie z.B. in der Methodik
der Environmental Priority Strategy [STEEN 92] oder dem Ansatz des Full Cost Accounting
[GIBSON 97]). Basierend auf der Ermittlung lebenszyklusweiter Kosten soll im folgenden vielmehr eine Strategie aufgezeigt werden, die die ökologischen Aspekte der Bauteilentwicklung
mit den betriebswirtschaftlichen Erfordernissen des Unternehmens im Sinne einer sowohl
ökologisch als auch ökonomisch effizienten Bauteilentwicklung kombiniert. Der Erfolg dieses
ganzheitlichen Ansatzes hängt dabei wesentlich von der frühzeitigen Implementierung des Instrumentariums in den Produktentstehungsprozeß ab.
5.1
Lebenszykluskostenrechnung
In Analogie zur ökologischen Systembeschreibung wird die bisher überwiegend auf die Herstellkosten fokusierte Kostenerfassung auf den gesamten Lebenszyklus, von der Bauteilherstellung, über die Nutzung bis hin zur Verwertung bzw. Entsorgung des Bauteils erweitert. Der
Logik einer ganzheitlichen Betrachtungweise folgend sollen dabei nicht die Kosten des Systemherstellers, d.h. des Automobilherstellers, im Vordergrund stehen, sondern die Gesamtkosten des Systembetreibers, d.h. des Automobilkäufers (Cost of Ownership) minimiert werden.
Die Lebenszykluskosten (Life Cycle Costs) ergeben sich demnach gemäß Gl. 5.1.
Lebenszykluskosten
K LZ = K Herstellung + K Nutzung + KVerwertung
Gl.5.1
Eng mit dem Begriff der Lebenszykluskosten verbunden ist das Instrumentarium der Lebenszykluskostenkalkulation (Life Cycle Costing, LCC), das vor dem Hintergrund der Energiekrisen
der 70er Jahren erstmals auf energiewirtschaftliche Fragestellungen ausgeweitet wurde. Das
Ziel des Life Cycle Costings liegt in der Bestimmung bzw. Prognose der Systemgesamtkosten
sowie in ihrer Zuordnung zu den einzelnen Lebenszyklusphasen. Zur Ermittlung der Kostenstruktur (Cost Break Down Structure) eines Systems gilt es die Herkunft der Kosten zu erfassen und kostenverursachende Prozesse, sogenannte Kostentreiber (Cost Drivers), mit Hinblick
auf eine zielorientierte Systemgestaltung zu identifizieren. Das Life Cycle Costing beschreibt
keineswegs nur den statischen Prozeß der lebenszyklusweiten Kostenerfassung mit dem Ziel
eine Vergleichbarkeit verschiedener Lebenszyklussysteme herzustellen, sondern ist vielmehr
als iterative Methodik zur Realisierung systemweiter Gesamtoptima zu sehen [FRANZECK 97].
5.1.1
SEITE 95
Herstellungskosten
Die Erfassung der Herstellkosten erfolgt auf der Bezugsgrundlage des kalkulatorischen Rechnungswesens über die Kosten- und Leistungsrechnung. Der Kostenbegriff wird nach PETERS ET
AL.
als der bewertete Verzehr von Gütern und Dienstleistungen definiert, der zur Erstellung und
zum Absatz der betrieblichen Leistungen sowie zur Aufrechterhaltung der Betriebsbereitschaft
(Kapazitäten) erforderlich ist. Die im Rahmen der Prozeßkettenanalyse erfaßten Stoff- und
Energieströme bzw. Realgüterbewegungen stellen dabei die Mengenkomponenten des leistungsbedingten Güterverzehrs dar, die über die Wertkomponenten in monetäre Größen übergeführt werden [PETERS 90]. Kalkulatorische Zahlungsflüsse und ökobilanziell erfaßte Stoff- und
Energieströme verlaufen dabei i.d.R. entgegengerichtet zueinander (Ausnahme: Entsorgung).
Zur Adaption der Kostenkalkulation an das Prozeßkettenmodell eignet sich insbesondere die
Zuschlagskalkulation. Neben den aus der Kostenartenrechnung bekannten Einzelkosten werden
hierbei die anteiligen Gemeinkosten über Zuschlagsätze nach dem Veranlassungsprinzip ermittelt. Diese ergeben sich über den Betriebsabrechnungsbogen aus der Kostenstellenrechnung. In der Kostenträgerstückrechnung werden schließlich die in der Kostenartenrechnung
erfaßten und in der Kostenstellenrechnung ihrem Entstehungsort zugerechneten Kosten dem zu
kalkulierenden Bauteil gegenübergestellt. Die Selbstkosten des Bauteils enthalten bereits eine
kalkulatorische Kapitalverzinsung und ergeben sich nach dem in Tabelle 5.1 dargestellten
Schema [PETERS 90; SCHÖCH 97]. Über den Zuschlag der Mehrwertsteuer lassen sich die
Selbstkosten in die für den Kunden relevante Preise (Kosten aus Kundensicht) überführen
(Vertiefung der Kosten- und Leistungsrechnung z.B. in [KOCH 97; MOEWS 96; STEGER 96]).
Tabelle 5.1: Grundschema der Zuschlagskalkulation zur Ermittlung der Selbstkosten [SCHÖCH 97]
Fertigungsmaterial
Materialkosten
Materialgemeinkosten
Fertigungslohn
Fertigungskosten
Fertigungsgemeinkosten
Sondereinzelkosten der Fertigung
Verwaltungsgemeinkosten
Vertriebsgemeinkosten
Sondereinzelkosten des Vertriebs
5.1.2
Herstellkosten
Selbstkosten
Nutzungskosten
Zu den Kosten der Nutzungsphase zählen die verbrauchsbedingten Kraftstoffkosten, Kosten für
Wartung- und Reparaturaufwendungen aber auch jährliche Fixkosten in Form von Versiche-
SEITE 96
rungsgebühren und der vom Gesetzgeber auferlegten Kraftfahrzeugsteuer, die im Falle einer
staatlich gewährten ökologischen Steuerermäßigung entsprechend geringer anzusetzen ist. Diese letzteren Kosten treten bei der Bilanzierung von Karosseriebauteilen oftmals in gleicher Höhe auf, so daß sie aufgrund des vergleichenden Charakters der Bauteilbilanzierung gegebenenfalls ausgeblendet werden können. Eine besondere Bedeutung erhält daher die durch Leichtbaumaßnahmen über den gesamten Lebenszyklus zu erzielende Kraftstoffeinsparung.
Im Gegensatz zur Herstellung der Bauteile sind die Zahlungsströme der Nutzungsphase aufgrund der Langlebigkeit des Fahrzeuges über einen großen Zeitraum verteilt. Eine Vergleichbarkeit dieser Zahlungsströme wird mit Hilfe der aus der Investitionstheorie bekannten Kapitalwertmethode [BUSSE 90] erreicht, bei der alle die Fahrzeugnutzungsphase betreffenden Einund Auszahlungen auf einen bestimmten Zeitpunkt t ab- bzw. aufgezinst werden. Zweckmäßigerweise wird t = 0 gewählt, d.h. wird der Kapitalwert KW der Nutzungsphase zum Zeitpunkt
des Fahrzeugerwerbs ermittelt, um eine Vergleichbarkeit mit den Kosten der Bauteilherstellung
zu erzielen. Die Diskontierung der Zahlungsströme erfolgt zu einem vom Fahrzeugkäufer anzusetzenden Vergleichszinssatz i der eine Bereinigung der Inflation sowie eine Realkapitalisierung umfaßt (Gl. 5.2).
n
Kapitalwert der Nutzungsphase
KWNutzung ( t = 0) = ∑ Z t ⋅ q −t
Gl. 5.2
t =1
mit
Zt
q
n
Differenz zwischen Einzahlungen und Auszahlungen
q = (1+i) mit i als Kalkulationszinsfuß
Nutzungsdauer des Bauteils
Je weiter die Zahlungen in der Zukunft auftreten, desto geringer ist deshalb ihr Kapitalwert
zum Zeitpunkt des Fahrzeugerwerbs. D.h., die Ermittlung des Kapitalwertes hängt vom zeitlichen Auftreten der Zahlungsströme und daher vom Nutzerverhalten über der Lebensdauer des
Fahrzeuges ab. Bei Annahme eines konstanten Preiniveau der Kraftstoffe amortisieren sich
durch Leichtbau verursachte höhere Herstellungskosten daher umso schneller, je höher die
Fahrleistungen zu Beginn und je geringer sie gegen Ende der Nutzungsphase sind. Die Unterstellung einer Konstanz im Preisniveau ist jedoch unrealistisch. Analysiert man die Entwicklung des mittleren Tankstellen-Abgabepreises für Normalbenzin, so kann zwar für die Jahre
1964 (0,60 DM/l) bis 1981 (1,37 DM/l) ein anwachsender Trend beobachtet werden, trotz mehrerer Anhebungen der Kraftstoffbesteuerung zeigt sich der Kraftstoffpreis 1993 (1,35 DM/l)
jedoch kaum verändert gegenüber 1981 [STROBEL 97].
SEITE 97
Eine Prognose der Kraftstoffpreisentwicklung ist infolge stark schwankender Rohölpreise und
unsicherer Informationen bezüglich zukünftiger Kraftstoffbesteuerungen (Mineralöl-, Mehrwertsteuer und Bevorratungsabgabe) sowie weiterer marktbestimmender Gegebenheiten (z.B.
OPEC-Verhaltensweise) mit großen Unsicherheiten verknüpft. Zur Eingrenzung dieser Unsicherheiten bietet sich die Szenariotechnik an. Einerseits ist aus der in den letzten 30 Jahren zu
verzeichnenden Preisentwicklung ein Langzeittrend ableitbar, der mit einer durchschnittlichen
Preissteigerung von 3 Pf/l p.a. die zu erwartende Preisuntergrenze darstellen soll. Andererseits
kann eine von umweltpolitischen Interessengruppen im Rahmen einer ökologischen Steuerreform geforderte Anhebung des Kraftstoffpreises auf ein Niveau von 5 DM/l (29 Pf/l p.a.) im
Jahr 2010 als Extremszenario einer Preisentwicklung definiert werden. Vor dem Hintergrund
eines sich abzeichnenden parteienübergreifenden Konsens [OSTERLOH 98] einer stärkeren
Kraftstoffbesteuerung wird zudem ein als realistischer einzuschätzendes Szenario (moderate
Ökosteuer) einer Preisanhebung auf 3 DM/l bis zum Jahr 2015 (9 Pf/l p.a.) generiert (Bild 5.1).
Benzin- und Rohölpreisentwicklung in der BRD
m
tre
ex
Rohölpreis
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Sz
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t
k
Ökos
“Ö
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Sz. “Langzeittr
d”
500
400
300
200
100
2014
2012
2010
2008
2006
2004
2002
2000
1998
1996
1994
1992
1990
0
1988
1986
1984
1982
1980
1978
1976
1974
1972
Benzinpreis
Rohölpreis [DM/1000 kg]
Zukunftsszenarien
700
1970
Benzinpreis [DM/l]
bisherige Benzin- und Rohölpreise
5,00
4,50
4,00
3,50
3,00
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
Bild 5.1: Benzin- (Normalbenzin, unverbleit ab 1988) und Rohölpreisentwicklung in der BRD sowie
Zukunftsszenarien der Benzinpreisentwicklung (Benzin- und Rohölpreise bis 1998 aus [SHELL 99])
Die aus dem Leichtbau resultierenden diskontierten Einsparungen in der Fahrzeugnutzungsphase ergeben sich nach Gl. 5.3. Bei einem beispielsweise im Jahr 2000 zu erwerbenden leichtbauintensiven Fahrzeug mit einer auf die Laufleistung von LL = 200 000 km gleichverteilten
jährlichen Kilometerleistung (Nutzungsdauer n = 13 Jahre) ergeben sich in Abhängigkeit des
Minderverbrauchskoeffizienten C (vgl. Abschnitt 4.2.1) und des Benzinpreisszenarios die in
Tabelle 5.2 ersichtlichen Kostenreduzierungen der Fahrzeugnutzung gegenüber dem um
∆ m = 100 kg schwereren Referenzfahrzeug. Den Berechnungen wurde dabei ein Kalkulationszinsfuß i in Höhe von 8 % zugrundegelegt.
n
Kostenred. der Nutzungsphase
∆ KWNutzung ( t = 0) = ∑ ∆ m ⋅
t =1
SEITE 98
C ⋅ LL ⋅ PBenzin (t )
⋅ (1 + i) − t
n ⋅ 100
Gl. 5.3
Tabelle 5.2: Kostenreduzierung der Fahrzeugnutzung bei einer Gewichtsreduzierung um 100 kg
Benzinpreisszenario
„Langzeittrend“
„Ökosteuer moderat“
„Ökosteuer extrem“
Leichtbaugrenznutzen
Kraftstoffminderverbrauchskoeffizient C [l/(100 kg · 100 km)]
C = 0,3
C = 0,4
C = 0,5
641 DM/100 kg
855 DM/100 kg
1069 DM/100 kg
779 DM/100 kg
1038 DM/100 kg
1298 DM/100 kg
1276 DM/100 kg
1701 DM/100 kg
2126 DM/100 kg
6,41 - 12,76 DM/kg
8,55 - 17,01 DM/kg 10,69 - 21,26 DM/kg
Randbedingungen: t0 = 2000, ∆ m = 100 kg, LL = 200 000 km, n = 13 a, i = 8 %, PBenzin(t) aus Bild 5.1;
Je nach Benzinpreisszenario sollte ein rational handelnder Kunde bereit sein, pro Liter Verbrauchsersparnis, bezogen auf 100 km Fahrstrecke, zwischen 2138 DM (Szenario
„Langzeittrend“) und 4252 DM (Szenario „Ökosteuer extrem“) an Mehrkosten bei der Herstellung bzw. Verwertung des Fahrzeuges (bezogen auf das Jahr 2000) in Kauf zu nehmen.
Liegen die Grenzkosten in der Herstellung und Verwertung des Leichtbauteils unter dem
Leichtbaugrenznutzen für den Fahrzeugbetreiber, so ist die Leichtbauvariante bei der gesamten
Betrachtung des Lebenszyklus aus wirtschaftlichen Gründen zu empfehlen.
Bei dieselbetriebenen Fahrzeugen ist prinzipiell analog vorzugehen. Tendenziell läßt sich jedoch bereits absehen, daß infolge des geringeren Kraftstoffminderverbrauchs (CDiesel ≈ 0,3
l/(100 kg · 100 km)) sowie des weitaus geringeren Kraftstoffpreises für Diesel der Grenznutzen
eines Leichtbaus und dementsprechend die Bereitschaft des Kunden einen Mehrpreis zu entrichten weitaus geringer ausfällt. D.h., der Fahrer eines Benzinfahrzeuges wird eher als der
Dieselfahrer dazu bereit sein, für ein leichteres Fahrzeug zusätzliches Geld auszugeben.
5.1.3
Verwertungs- bzw. Entsorgungskosten
Die Zahlungsströme der Verwertungs- bzw. Entsorgungsphase sind aus Gründen der Vergleichbarkeit ebenso auf den Zeitpunkt des Fahrzeugerwerbs zu diskontieren. Im Gegensatz zur
Entsorgung kann sich bei der Verwertung von Leichtbauteilen noch ein Restwerterlös Rn ergeben, sofern der Marktpreis für das Rezyklat (z.B. Aluminium, Edelstahl) höher als die Aufwendungen für Demontage bzw. Shreddern, Logistik und Aufbereitung der Altbauteile ist (Gl. 5.4).
Kapitalwert der Verwertungsphase
KWVerwertung ( t =0) = Rn ⋅ q − n
Gl. 5.4
SEITE 99
Die Kostenabbildung der Nutzungs- und Verwertungsphase ist starken länderspezifischen
Schwankungen unterworfen (Benzinpreis, Schrottmarkt). D.h., der bisher auf Deutschland gerichtete Fokus der Kostenbetrachtung muß über die anteiligen Absatzzahlen länderspezifisch
erweitert und zu einer gesamten Kostenabschätzung der über der Modellaufzeit zu erwartenden
Fahrzeugstückzahlen aggregiert werden. Die Entscheidung für oder gegen eine Leichtbaualternative muß der Fahrzeughersteller schließlich im Sinne des von der Gesamtheit der Käufer zu
erwartenden „Durchschnittsnutzen“ antizipieren.
5.2
Kosteneffiziente Realisierung von Umweltzielen
Setzt man die Differenz der Lebenszykluskosten der Bauteilalternativen gegenüber dem Referenzbauteil (∆ KAlt. i) in Bezug zur Differenz der ökologischen Aufwendungen (∆ ÖAAlt. i), so
lassen sich hieraus die Grenzkosten der mit den einzelnen Bauteilalternativen zu erzielenden
Umwelteffekte (GKAlt. i) ableiten. Abhängig von den Änderungen der Kosten und dem ökologischen Aufwand (ÖA) bzw. Ertrag (ÖE) gegenüber dem Referenzbauteil ergeben sich die in
Tabelle 5.3 ersichtlichen möglichen Ausprägungen der ökologisch-ökonomischen Effizienz.
Grenzkosten des Umwelteffektes
GK Alt . i =
∆ K Alt . i
∆ ÖAAlt . i
=
K Alt. i − K Ref.
ÖA Alt. i − ÖARef.
Gl. 5.5
Tabelle 5.3: Ökologisch-ökonomische Effizienz von Bauteilalternativen
Bedingung
1. ∆ KAlt. i < 0 & ∆ ÖAAlt. i < 0
2. ∆ KAlt. i > 0 & ∆ ÖAAlt. i < 0
3. ∆ KAlt. i < 0 & ∆ ÖAAlt. i > 0
4. ∆ KAlt. i > 0 & ∆ ÖAAlt. i > 0
Effizienz
ökologisch-ökonomisch effiz.
ökologisch effiz.
ökonomisch effiz.
ökologisch-ökonomisch ineffiz.
Entscheidungsregel
mini {|GKAlt. i| GKAlt. i > 0}
mini {|GKAlt. i| GKAlt. i < 0}
Verwerfen
Verwerfen
Im Idelfall ergänzen sich Ökologie und Ökonomie so, daß eine Reduzierung der Umwelteffekte
mit geringeren Lebenszykluskosten verbunden ist (1. Fall). Trifft Bedingung 1 für mehrere Alternativbauteile zu, so ist die Alternative mit den niedrigsten Grenzkosten zu wählen. Ist eine
Verringerung des ökologischen Aufwandes mit einer Kostenmehrung verbunden (2. Fall), so
stellt ebenfalls die Alternative mit den geringsten Grenzkosten die ökologisch-ökonomisch
sinnvollste Variante dar, eine Reduzierung des ökologischen Aufwands mit minimalen Kosten
zu erreichen (min. Vermeidungskosten). Die Alternativen, die eine Verschlechterung der Umweltverträglichkeit bedeuten (3. und 4. Fall) sind aus ökologischer Sicht zu verwerfen.
5.2.1
SEITE 100
Herleitung der ökologischen Kostenfunktion
Idealerweise sollten für eine Vielzahl der Fahrzeugkomponenten die jeweils ökologischökonomisch günstigsten Bauteilvarianten anhand von Bauteilbilanzierungen analysiert werden.
Die beispielsweise in einer ABC-Analyse ermittelten Bauteilumfänge, die den größten Anteil
am Fahrzeuggesamtgewicht verursachen, lassen sich somit nach ihrer Effizienz priorisieren.
Aus Bild 5.2 geht hervor, daß die Bauteilalternative A1 gegenüber der funktionsäquivalenten
Alternative A2 die geringeren Grenzkosten pro erzieltem ökologischen Ertrag (ÖE) verursacht.
Graphisch spiegelt sich die Optimierungsbedingung minimaler ökologischer Grenzkosten in
der Realisierung eines möglichst kleinen Kostenwinkels α wider (Gl. 5.6).
Die ökologischen Grenzkosten der Bauteilalternative B1 fallen gegenüber der Alternative B2
ebenfalls geringer aus, so daß B1 die ökologisch-ökonomisch effizientere Wahl darstellt. Sollte
nur ein begrenztes Budget für die Verbesserung der Umweltverträglichkeit zur Verfügung stehen, so bietet sich infolge der geringeren Grenzkosten erst die Realisierung der Bauteilalternative A1 und dann die Umsetzung der Bauteilvariante mit den zweitniedrigsten Grenzkosten B1
an u.s.w. (Bild 5.2). Trägt man die Zusatzkosten und ökologischen Erträge der jeweils effizientesten Leichtbauteilalternativen, beginnend mit der Alternative der geringsten ökologischen
Grenzkosten auf und reiht diese aneinander, so ergibt sich schließlich der ökologische Kostenverlauf des Leichtbaus (Bild 5.2).
Alt. A2
αA2
Alt. A1
αA1
∆ ÖEA1
Alt. B2
Alt. B1
∆ KA1
∆ ÖEA2
∆ KA2
αB1
∆ ÖE
∆ ÖEB1
Ökolog. Kostenfunktion
αA1 < αB1
∆K
Bauteilfunktion B
αB1 < αB2
∆K
∆K
Bauteilfunktion A
αA1 < αA2
∆ KB2
αB2
∆ KB1
∆ ÖEB2
Bauteilfkt. B
Alt. B1
Bauteilfkt. A
Alt. A1
αB1
αA1
∆ ÖE
∆ ÖEA1
∆ KB1
∆ KA1
∆ ÖEB1
∆ ÖE
Bild 5.2: Herleitung der ökologischen Kostenfunktion
GK Alt . i =
∆ K Alt . i
∆ ÖE Alt . i
= tan(α Alt . i ) ⇒ min i (GK Alt . i ) = min i [tan(α Alt . i )] ⇔ min i (α Alt . i )
Gl. 5.6
5.2.2
SEITE 101
Effiziente Verteilung von Umweltzielen auf Leichtbau und Antrieb
Zur Erreichung hochgesteckter Umweltziele, wie beispielsweise der für 2008 anvisierten CO2Reduktionsziele (vgl. Abschnitt 4.2.2), wird neben werkstofflichem und konstruktivem Leichtbau die Umsetzung einer Vielzahl von verbrauchsabsenkenden fahrzeugtechnischen Maßnahmen, insbesondere im Bereich des Fahrzeugantriebs, notwendig sein. Auf Basis der in Bild 5.3
dargestellten ökologischen Kostenfunktionen der Leichtbau- und Antriebsmaßnahmen läßt sich
eine Beantwortung der Frage ableiten, welchen Beitrag die jeweiligen Konzepte „Leichtbau“
und „Antrieb“ erbringen müssen, um bei gegebenem ökologischen Ertrag (hier z.B. CO2-
Kosten
Reduzierung) die geringsten Kosten zu erzeugen.
K(Leichtbau)
K(Antrieb)
KA2
dKL1/dÖEL1 = dKA1/dÖEA1
dKL2/dÖEL2 = dKA2/dÖEA2
KL2
KA1
KL1
ÖEA1 ÖEL1 ÖEL2
ÖEA2
Ökologischer Ertrag
Bild 5.3: Ökologische Kosten von Leichtbau- und Antriebskonzepten (fiktiver Kurvenverlauf)
Beträgt die Höhe des angestrebten ökologischen Ertrags insgesamt ÖE1 = ÖEL1 + ÖEA1, so
sollte der Leichtbau einen ökologischen Ertrag in Höhe von ÖEL1 und der Antrieb eine Ertrag
in Höhe von ÖEA1 beisteuern, da bei dieser Aufteilung die ökologischen Grenzkosten beider
Konzepte gleich hoch sind. Aufgrund der geringeren Kostenbelastung sollte in diesem Fall der
Leichtbau im Vergleich zum Antrieb den höheren ökologischen Ertrag (ÖEL1/ÖE1 > 50 %) aufbringen. Liegt der angestrebte ökologische Ertrag allerdings höher, bei ÖE2 = ÖEL2 + ÖEA2, so
ist unter wirtschaftlichen Gesichtspunkten ein höherer Anteil des Antriebs am Gesamtertrag
sinnvoller (ÖEA2/ÖE2 > 50 %).
Bei der Ableitung der Kostenfunktion der Antriebskonzepte ist einerseits zu beachten, daß die
Summe der Einzelmaßnahmen zur Verbrauchsreduzierung nicht der Gesamtreduktion ent-
SEITE 102
spricht. D.h., die Kostenoptimierung kann sich nur auf den zusätzlichen Einspareffekt bezogen
auf das Gesamtpaket an antriebsseitiger Verbrauchsreduzierung beziehen. Andererseits besteht
eine Abhängigkeit des leichtbauinduzierten Minderverbrauchs von der über den Fahrzyklus
gemittelten Verbrauchseffizienz des Fahrzeuges. Mit zunehmender Effizienz ist eine Verringerung der leichtbauinduzierten Minderverbrauchswerte zu erwarten. D.h., je stärker die antriebsseitigen Möglichkeiten zur Verbrauchsreduzierung ausgereizt werden (DDI, GDI, VVT,
Zylinderabschaltung, intelligente Nebenaggregate etc.), desto geringer fällt das Potential des
Leichtbaus zur Verbrauchsreduzierung aus (vgl. Abschnitt 4.2.1.7).
5.2.3
Effiziente Verteilung von Umweltzielen zwischen verschiedenen Baureihen
Auf Basis solcher Kostenbetrachtungen sollte zudem überprüft werden, ob aus Kostengesichtspunkten eine Verschiebung der Umweltziele zu den Volumenmodellen hin zweckmäßig ist
(Ausschöpfung höherer Economies of Scale). D.h., infolge unterschiedlicher ökologischer Kosten könnte es z.B. durchaus Sinn machen, bei den Volumenmodellen, wie den Unterklassemodellen (UK), höhere ökologische Erträge zu realisieren, um damit eine geringere Zielerfüllung bei den in kleinerer Stückzahl produzierten Mittel- (MK) und Oberklassemodellen (OK)
zu kompensieren. Die Bedingung der ökologischen Kosteneffizienz ist wiederum dann erfüllt,
wenn die Grenzkosten der in den einzelnen Baureihen realisierten ökologischen Erträge jeweils
gleich groß sind. Diese Optimierungsbedingung ist erfüllt, wenn die Steigungen der Kostenfunktionen identisch sind (Bild 5.4). Dies bedeutet, daß das Erzielen einer zusätzlichen ökolo-
Kosten
gischen Ertragseinheit bei allen Baureihen äquivalente Kosten verursacht.
ÖEgesamt = ÖEOK + ÖEMK + ÖEUK
K(MK) K(OK) K(UK)
Kopt. (ÖEgesamt) = KOK + KMK + KUK
dKOK/dÖEOK = dKMK/dÖEMK = dKUK/dÖEUK
KOK
KMK
KUK
ÖEOK ÖEMK
ÖEUK Ökologischer Ertrag
Bild 5.4: Ökologische Kosten verschiedener Baureihen (fiktiver Kurvenverlauf)
5.2.4
SEITE 103
Innerbetriebliches Zertifikatewesen
Die Optimierung einzelner Bauteile sollte stets im Gesamtzusammenhang einer ökologischökonomisch optimierten Gesamtfahrzeugflotte gesehen werden. Bei der Umsetzung dieses Ansatzes können in der Praxis der Automobilentwicklung jedoch Zielkonflikte auftreten. Eine
Konstruktionsabteilung wird ihr Potential zur ökologisch-ökonomisch effizienten Bauteilentwicklung, aufgrund besonders geringer ökologischer Grenzkosten, nicht aus altruistischen
Gründen über die Mindestanforderungen hinaus ausschöpfen, um damit nicht zusätzliche Belastungen für ihre Kostenstelle zu erzeugen. Zur Lösung dieses Dilemmas bietet sich die Transformation der aus der Volkswirtschaftslehre stammenden Zertifikatetheorie auf die innerbetrieblichen Belange der Fahrzeugentwicklung an.
Grundgedanke dieser bereits in den 60er Jahren von COASE (Ökonomie-Nobelpreisträger 1991)
entwickelten Theorie ist, die Verhandlungsführung zwischen den an einem externen Effekt
beteiligten Parteien mit dem Ziel gesamtwirtschaftliche Optimalität herzustellen [ENDRES 94].
Anläßlich der Klimakonferenz in Kyoto 1997 ist die Einführung von frei handelbaren CO2Emissionsrechten verstärkt gefordert worden. Hintergrund hierfür sind die weltweit stark variierenden Kosten zum Vermeiden von Treibhausgasen. Während in Ländern der 3. Welt und
Osteuropas CO2-Emissionen kostengünstig (geringe ökologische Grenzkosten) durch Modernisierung der Anlagen (z.B. Kraft-Wärme-Kopplung) reduziert werden können, ist eine weitere
Wirkungsgradverbesserung in den westlichen Industrieländern i.d.R. nur noch mit hohem Kostenaufwand (hohe ökologische Grenzkosten) möglich. Das Recht zum Verkauf von zusätzlichen Emissionsminderungen bietet nun die Möglichkeit eine angestrebte Gesamt-CO2Reduzierung zu den geringstmöglichen Gesamtkosten zu realisieren [BAUER 97].
Auf Basis des Coase-Theorems läßt sich ein auf die mikroökonomischen Strukturen des Fahrzeugherstellers adaptiertes innerbetriebliches Zertifikatwesen einführen. Eine auf alle beteiligten Konstruktionsabteilungen gleichmäßig verteilte Forderung, wie z.B. die CO2-Emissionen
zu reduzieren, gewährleistet über bereichsübergreifend handelbare Emissionsminderungszertifikate gesamtbetrieblich minimale Kosten zu erreichen. Die Abteilungen mit geringen ökologischen Grenzkosten erhalten durch die monetäre Kompensation von Abteilungen mit geringem
Reduktionspotential einen Anreiz, zusätzliche Emissionreduzierungen umzusetzen. Der Preisbildungsmechanismus über Angebot und Nachfrage der Zertifikate stellt sicher, daß nur gesamtwirtschaftlich sinnvolle Kompensationsgeschäfte realisiert werden.
5.3
SEITE 104
Integration ganzheitlicher Bilanzierungen in den
Produktentwicklungsprozeß
Das Potential einer ganzheitlichen Bilanzierung zur Verbesserung der Umweltverträglichkeit
von Automobilen ist durch den Zeitpunkt der Bilanzierung determiniert. Bisher beziehen sich
Bilanzierungsstudien überwiegend auf bereits in Serie produzierte Bauteile bzw. Gesamtfahrzeuge. Solche Ex-Post-Analysen lassen zwar einen Rückschluß über die ökologische Vorteilhaftigkeit des Produktes im Vergleich zu seinen fiktiven Alternativen zu, täuschen aber im
Falle eines aus ökologischer Sicht unvorteilhaft realisierten Serienbauteils über den stark eingeschränkten Gestaltungsspielraum zur Bauteilabänderung hinweg. Es besteht i.d.R. allenfalls
noch die Möglichkeit einer ökologischen Schadensbegrenzung durch meist aufwendige „Endof-Pipe“-Technologien. Diese sorgen beispielsweise dafür, daß der im Bauteil enthaltene Veredelungsaufwand zumindest teilweise durch effiziente Recyclingwege wiedergewonnen wird.
Wird das Instrumentarium der ganzheitlichen Bilanzierung hingegen bereits in der Konzeptentwicklung des Bauteils im Rahmen von Ex-Ante-Bilanzierungen eingesetzt, so können die
gewonnenen Erkenntnisse noch in die Serienentwicklung einfließen, wodurch im Sinne eines
präventiven Umweltschutzes eine nachhaltige ökologische Verbesserung zukünftiger Fahrzeuggenerationen ermöglicht wird. Am Beispiel des auf der VDI-Richtlinie 2221 basierenden
Produktentwicklungsprozesses der BMW Group (Bild 5.5) soll im folgenden aufgezeigt werden, in welchen der durch Simultaneous Engineering und Projektmanagement geprägten Teilprozesse der Fahrzeugentwicklung sinnvolle ökologische Impulse gegeben werden können.
Der fahrzeugprojektspezifischen Produktplanung vorangestellt ist die Forschung und Vorentwicklung. Sie beinhaltet modellungebundene Entwicklungsaktivitäten, die die prinzipielle
technische Realisierungsfähigkeit von Subsystemen des Fahrzeugs, losgelöst von der Integrationsproblematik der Gesamtfahrzeugperspektive, unter Beweis stellen soll [SCHAAF 99]. Ganzheitliche Bilanzierungen können diese Entwicklungsphase z.B. bei Technologiestudien zu neuen Werkstoffen, aber auch bei der Bewertung von Antriebsalternativen, sinnvoll begleiten.
Die Produktplanung setzt sich nach SCHAAF aus den Teilphasen Zieldefinition und Konzeptdefinition zusammen. Aus den im Rahmen von Markt- und Technologieanalysen freigelegten
latenten Kundenbedürfnissen werden beginnend mit dem Planungsauftrag erstmals gesamte
Zielvisionen über das zu entwickelnde Fahrzeug konkretisiert. Diese im strategischen Zieleka-
SEITE 105
talog (Rahmenheft) festgelegten Aspekte umfassen neben Fahrzeugcharakteristika beispielsweise auch Aussagen zum prognostizierten Wettbewerbsumfeld, zur anvisierten Zielgruppe
bzw. zur Positionierung des Fahrzeuges sowie Preisvorstellungen und erste betriebswirtschaftliche Bewertungen [SCHAAF 99].
Aufgabe klären
Konzipieren
Entwerfen
Ausarbeiten
- Modulare Struktur
- Vorentwürfe
- Gesamtentwurf
- Produktdokumentation
Weiter entwickeln
VDI -Richtlinie 2221
- Anforderungs- - Funktionsstruktur
liste
- Prinzipielle Lösung
Vorphase
Konzeptfreigabe
Pflichtenheft
Lastenheft
Definitionsphase
Planungsauftrag
Durchführungsphase
Konzeptphase
Projektstart
- Optimierung während
Serieneinsatz
Funktionsfreigabe
Entwürfe/
Spezifikationen
Produktfreigabe
Prototyp
Serienentwicklung
Konzeptentwicklung
Optimierungsphase
Fertigungsfreigabe
Serienbetreuung
Fertigungsunterlagen
Zeichnungsänderung
Produktentwicklungsplan
W eiterentwicklung
Gateway 1
o Zielekatalog
Gateway 2
Gateway 3
o Konzeptprogramm
o Projektprogr.
o Komponenten- o Design
auswahl
Exterieur /
BMW Produktentwicklung nach
Gateways
Gateway A
o Prinzipauss. Gateway B
Gateway C
o Planungso Bestätig. der
Gateway D
fähige Unter- Technologie o Bestätigung
Langzeitverh.
lagen
o Vorfreigabe o Produktions- o Bestätigung
Zielerreichung
freigabe
Produkt
o Serienanlauf
Bild 5.5: Produktentwicklungsprozeß der BMW Group (Quelle: BMW Group)
Anforderungen zur Umweltverträglichkeit des Fahrzeuges, wie etwa Ziele bezüglich Energieverbrauch, Emissionsstandard, Ressourceneffizienz, Problemstofffreiheit und Recyclingquote
[FRANZE 98] sind ebenso Bestandteil der strategischen Fahrzeugcharakteristika wie z.B. Forderungen zu Fahrleistungen und Crashverhalten. Nicht zu unterschätzen sind im Rahmen der
strategischen Zieldefinition aber auch die zu erwartenden Wechselwirkungen des Marktes. Eine
dominant ökologisch-strategische Produktausrichtung macht nur Sinn, wenn sie am Markt auf
Akzeptanz stößt. Als Negativbeispiele seien die Schwung-Nutz-Automatik bzw. Ecomatic (vgl.
[KRÜGER 94; SEIFFERT 95/2]; Verunsicherung des Fahrers durch ständiges Ein- und Ausschalten des Motors) sowie eine extrem lange Übersetzung des 5. Ganges (Overdrive) bei sonst bei-
SEITE 106
behaltener Getriebeabstufung (mangelnde Elastizität des Overdrive) und die Gefahr eines am
Markt eventuell schwer durchsetzbaren Mehrpreises für ein 3-Liter-Auto (Mehrpreis trotz
Fahrleistungs- und Komforteinbusen) genannt.
Eine Fortführung und Konkretisierung der strategischen Ziele auf operativer Ebene erfolgt innerhalb der Konzeptdefinition durch die Erstellung des operativen Zielekatalogs (Lastenheft).
Bei der konkreten Produktplanung treten zahlreiche technische, ökologisch-gesellschaftliche,
sicherheitsbedingte aber auch kostenmäßige und zeitliche Zielkonflikte zu Tage, die aus den
marktseitigen Vorgaben resultieren (vgl. auch [APPEL 92/2 und BRAESS 98]). Die wechselseitige Beeinflussung von Zielen und Machbarkeit ist durch einen hohen Komplexitätsgrad gekennzeichnet (Anzahl der Fahrzeugeinzelteile > 25000). Unter Berücksichtigung der Integrationserfordernisse auf Gesamtfahrzeugebene sind für alle Subsysteme des Fahrzeuges weitestgehend
zielkonfliktfreie technische Spezifikationen festzulegen [SCHAAF 99].
In der Konzeptentwicklung als Teilphase der physischen Produktentwicklung erfolgt die durch
CAD-Systeme unterstützte konstruktive Ausgestaltung der Fahrzeugkomponenten sowie die
Ausarbeitung seriennaher Fertigungskonzepte. Um technische Probleme noch vor Serieneinsatz
zu erkennen, werden Prototypen, die bereits die wesentlichen Leistungsmerkmale des zu entwickelnden Fahrzeuges widerspiegeln, umfangreichen Testprozeduren unterzogen (CrashTests, Prüfstandtests wichtiger Aggregate, Temperaturtests, Windkanaluntersuchungen und
Dauerlauftests). Die Produktentwicklung ist ferner in weitere Teilphasen, sogenannte Gateways
untergliedert, die anhand von Checklisten überprüfbare Mindestanforderungen für die Weiterführung der Entwicklungstätigkeiten darstellen [SCHAAF 99]. Die klassische ganzheitliche Bilanzierung von Bauteilalternativen unterstützt die Konzeptauswahl beispielsweie bei der fahrzeugbezogenen werkstofflichen Ausgestaltung der Komponenten.
Nach der endgültigen Festlegung von Package4 und Design wird das verabschiedete Produktkonzept zur Serienreife geführt. Bei der Serienentwicklung findet ein Übergang von der Konstruktion zur Produktion statt, die mit der Erteilung der Produktionsfreigabe und der Bestätigung des Herstellungsprozesses abschließt. Eine simultane Produkt- und Prozeßentwicklung
sorgt dafür, daß späte Konstruktionsänderungen aufgrund von Fertigungsanforderungen ver4
Das Package eines Fahrzeuges beschreibt technische Bauteile nach Lage und räumlicher Ausdehnung. Hierdurch
werden die Hauptproportionen des Fahrzeuges sowie die Innenraumverhältnisse festgelegt [SCHAAF 99].
SEITE 107
hindert werden [SCHAAF 99]. Infolge der starken Prozeßorientierung der Serienentwicklung
können mit der ganzheitlichen Bilanzierung verschiedene Prozeßoptionen der Bauteilherstellung aber auch bereits der Altbauteilverwertung bewertet, Schwachstellen der Prozesse analysiert und unter ökologisch-ökonomischen Gesichtspunkten optimiert werden.
Über die gesamte Produktentwicklung gesehen findet in den Teilphasen der Konzeptdefinition
und der Konzeptentwicklung die Festlegung von ca. 80 % der Umweltbelastungen und Kosten
statt (Bild 5.6). Die Umsetzung ganzheitlich optimierter Bauteilkonzepte muß deshalb bereits
in dieser frühen Phasen der Fahrzeugentwicklung forciert werden, um effiziente und effektive
Verbesserungen der Umweltverträglichkeit zu realisieren, obwohl in diesen Phasen nur Bruchteile der Gesamtumweltbelastungen und -kosten entstehen. Zudem illustriert Bild 5.6 ein
grundsätzliches Dilemma der Produktentwicklung. Durch die frühe Festlegung des Produktkonzeptes und der im Vergleich zu asiatischen Herstellern [WOMACK 93] wesentlich höheren
Entwicklungs- und Modellaufzeiten besteht bezüglich der marktseitigen Produktanforderungen
(Abnehmer, Wettbewerb, Legislative) respektive der technologischen Entwicklungen ein erhebliches Unsicherheitspotential. Die Notwendigkeit marktseitige Anforderungen zu antizipieren wird zusätzlich durch die erheblich ansteigenden Änderungskosten zum Serienanlauf hin
verstärkt [SCHAAF 99].
Festlegung Technik, Umweltbelastung, Kosten
100 %
Entstehung Technik, Umweltbelastung, Kosten
Genauigkeit der Marktkenntnisse
50 %
Facelift
Produktgestaltungsmöglichkeiten
0%
Zieldefinition
Konzeptdefinition
ca. 23 Monate
Konzeptentwicklung
Serienentwicklung
ca. 40 Monate
Modellzyklus
Zeitablauf
ca. 8 Jahre
Bild 5.6: Eigenschaftsänderung im Zeitablauf der Produktentwicklung (europäische Fahrzeughersteller) und Vermarktung (in Anlehnung an [SCHAAF 99 und WECKENMANN 98])
KAPITEL 6: GANZHEITLICHER VERGLEICH VON ROHKAROSSERIEVARIANTEN
6
SEITE 108
GANZHEITLICHER VERGLEICH DER ROHKAROSSERIEVARIANTEN STAHL, EDELSTAHL UND ALUMINIUM
Im Rahmen einer ganzheitlichen Bilanzierung werden die Werkstoffvarianten Stahl, Edelstahl
und Aluminium einer Rohkarosserie der Fahrzeugoberklasse auf ihr Potential zur Verbesserung
der Umweltverträglichkeit untersucht. Hierzu werden mittels Prozeßkettenanalysen die zur
Herstellung der jeweiligen Bauteile erforderlichen Stoff- und Energieströme erfaßt und bis an
ihren Ressourcenursprung zurückverfolgt. Die Berechnung der Nutzungsphase für die Stahlkarosserie erfolgt auf Basis der Gewichts- und Verbrauchsdaten des konventionell in Stahl gefertigten Referenzfahrzeuges. Die Nutzungsphasen der Edelstahl- und Aluminiumalternative werden über den Ansatz von Minderverbrauchskoeffizienten berechnet. Weiterhin wird untersucht,
ob den Restkarossen nach Ablauf der Fahrzeugnutzungsdauer noch ein Potential zur Umweltentlastung zukünftiger Produkte durch stoffliches Recycling angerechnet werden kann. Die
ermittelten Stoff- und Energieströme werden anschließend hinsichtlich der Kriterien Energieaufwand, Ressourcenabbau, Treibhauspotential, Versauerungspotential, Eutrophierungspotential und Oxidantienbildungspotential aggregiert.
6.1
Bilanzierungsumfang und Systemgrenzen
Bilanzierungsumfang ist der aus den Phasen Herstellung, Nutzung und Verwertung bestehende
Lebenszyklus der werkstoffintensiven Karosseriealternativen (Blechschalenbauweise) Stahlblech, Edelstahlblech und Aluminiumblech eines Fahrzeuges der Oberklasse (Bild 6.1). Die
Karosserielackierungen sowie etwaige, zum Zeitpunkt der Bilanzierung nicht absehbare, Zusatzaufwendungen zur Verbesserung des Akustikverhaltens der Aluminiumkarosserie sind
nicht im Bilanzumfang enthalten. Die Bilanzierung der Herstellungs- und Verwertungsphase
der unterschiedlichen Karosserievarianten erfolgt dabei auf Grundlage der Prozeßdaten des
Institutes für Kunststoffprüfung der Universität Stuttgart (IKP), die in Zusammenarbeit mit
verschiedenen Industrieunternehmen im Zeitraum von 1991 bis 1995 erfaßt worden sind
[GABI 96]. Aufwendungen zur Herstellung der Produktionsanlagen werden hierbei nicht erfaßt.
Die Sachbilanzdaten für die Halbzeugherstellung werden über die jeweiligen Anteile des Länder- (Stahl, Edelstahl aus Deutschland) bzw. Importmixes (Aluminium) gemittelt und bis zu
ihrem Ressourcenursprung, d.h. bis zur Exploration des Rohstoffes aus der Erdkruste, zurückverknüpft. Als Produktions- bzw. Verwertungsstandort dient die Bundesrepublik Deutschland.
SEITE 109
Die Wahl des Produktionsstandortes hat z.B. Auswirkungen auf die Strombereitstellung, die
bei zugrunde liegendem deutschen Strommix relativ ungünstig hinsichtlich der CO2-Bilanz
ausfällt. Die Berechnung der ökologischen Aufwendungen aus der Ottokraftstoffbereitstellung
findet ebenfalls auf Basis der vom IKP erhobenen Datensätze statt.
Bild 6.1: Karosseriestruktur des untersuchten Fahrzeuges (Bilanzierungsgegenstand)
6.2
Sachbilanz
6.2.1
Herstellungs- und Verwertungsphase
Die Modellierung der Herstellungs- und Verwertungsphase erfolgt auf Basis der aus Bild 6.2
ersichtlichen Gewichtszusammensetzung. Neben der Erfassung der zur Herstellung der jeweiligen Bauteile erforderlichen Prozeßketten wird ermittelt, inwiefern den ausgedienten Bauteilen
nach Ablauf der Fahrzeuglebensdauer noch ein Potential zur Umweltentlastung zukünftiger
Lebenszyklen zukommen kann. Über den Ansatz einer ökologischen Gutschrift kann somit der
Automobillebenszyklus entlastet werden.
Außer den Karosserieblechen benötigen alle 3 Karosserievarianten zusätzliche Stahlkleinteile,
z.B. für Scharniere sowie Niet- und Schraubverbindungen. Bei der aluminiumintensiven Karosserie fällt deren Gewichtsanteil höher aus, da für die Verstärkung der Krafteinleitungspunkte
SEITE 110
zusätzliche Stahleinlagen notwendig sind. Zudem wird angenommen, daß die vorderen Seitenwände sowie die Frontklappe der edelstahlintensiven Karosserievariante aus Aluminiumblech
bestehen. Die Gewichtsanteile dieser leicht demontierbaren Aluminium Hang-On-Parts der
Edelstahl- (17,62 kg Al-Blech) und Aluminiumkarosserie (66,92 kg Al-Blech) sind deshalb
gesondert zu bestimmen, da diese Karosserieteile für das aus ökologischer Sicht günstigere
Hochwertrecycling von Aluminiumblech geeignet sind.
Stahlintensiv
381,6 kg
Stahlkleinteile
6%
Stahlblech (z. T. auch hochfester Stahl)
94 %
Edelstahlintensiv
327 kg
Aluminiumintensiv
212 kg
Aluminiumblech Stahlkleinteile
5%
7%
Edelstahlblech
88 %
Stahlkleinteile
18 %
Aluminiumblech
82 %
Bild 6.2: Gewichtsanalyse der Karosseriestrukturen (Rohkarosseriegewichte)
6.2.1.1
Stahlblechherstellung und -verwertung
Bild 6.3 zeigt die stark vereinfachte Prozeßkette zur Herstellung eines Karosseriebauteils aus
Stahl. Die Schwankungsbreite der Sachbilanzdaten für die Stahlblecherzeugung wird mit ± 5 %
angenommen. Für die Stahlblechfertigung wird ein Verschnittanteil zwischen 40 und 60 %
zugrundegelegt. Die Wiederverwertung dieses Produktionsrücklaufes erfolgt nach Absättigung
des Schrottbedarfes bei der Stahlblecherzeugung (16 % Schrotteinsatz) zu 50 % im Oxygenstahlverfahren und zu 50 % im Elektrolichtbogenverfahren [VOLKHAUSEN 98]. Die Materialverluste vm hierbei betragen zwischen 10 und 14 % im Oxygenverfahren bzw. 5,5 bis 9,5 % im
Elektroverfahren. Wird das Bauteil nach Ablauf des ersten Lebenszyklusses dem Werkstoffkreislauf wieder zugeführt, so reduziert sich der Herstellaufwand bei Berücksichtigung
dieses Closed-Loop-Recyclings dementsprechend, wodurch dem Bauteillebenszyklus eine
ökologische Gutschrift in Höhe der Differenz zwischen Herstellaufwendungen ohne Recycling
und Herstellaufwendungen mit Closed-Loop-Recycling gegeben werden kann (Bild 6.3).
Eine Kombination der einzelnen Parametervariationen erfolgt nach Tabelle 6.1, so daß sich
insgesamt ein für die Stahlkarosseriestruktur pessimistisches, ein reales sowie ein optimistisches Szenario aufstellen läßt. In Anhang A 4.1 ist am Beispiel der Sachbilanz der Produkti-
SEITE 111
onsphase der stahlintensiven Rohkarosserie dargelegt, mit welcher Bilanzierungstiefe die Daten
der vorliegenden Bilanz erhoben werden. Zudem sind im Anhang aufgrund deren zentraler Bedeutung für die Herstellungsphase des Stahlkarosseriebauteils detaillierte Beschreibungen der
Stahlblecherzeugungsprozesse zu finden. Diese teilen sich, bei der zugrunde liegenden deutschen Produktion zu 80 % auf das Oxygenstahlverfahren (Anhang A 4.2) und zu 20 % auf das
Elektrostahlverfahren (Anhang A 4.3) auf.
Stahlblecherzeugung
Stahlblecherzeugung
ÖA:
ÖA:-5%;
-5%;+0%;
+0%;+5%
+5%
Elektrostahlprozeß
Elektrostahlprozeß
vvmm::5,5%;
5,5%;7,5%;
7,5%;9,5%
9,5%
Stahlblech
Stahlblech
Stahlblechfertigung
Stahlblechfertigung
Oxygenstahlprozeß
Oxygenstahlprozeß
vvmm::10%;
10%;12%;
12%;14%
14%
Stahlschrott
Stahlschrott
PRL:
PRL:40%;
40%;50%;
50%;60%
60%
Stahlformteil
Stahlformteil
Stahlschrott
Stahlschrott
Stahlschrott
Stahlschrott
Recyclingpfad
Recyclingpfad
50%
50%Ox.
Ox.//50%
50%El.
El.
Bauteilmontage
Bauteilmontage
Herstellung ohne Recycling-Gutschrift
aus der Altfahrzeugverwertung
Karosserie
Karosserie
Autoshredder
Autoshredder
vvmm::1%
1%
Herstellung mit Closed-Loop-Recycling
Bild 6.3: Herstellung einer Stahlblech-Karosseriestruktur mit und ohne Recyclinggutschrift
ÖA
Ökologischer Aufwand
PRL Produktionsrücklauf
vm
Massenverlust
Tabelle 6.1: Szenarienmodellierung der Stahlblech-Karosseriestruktur
Prozeß
Stahlblecherzeugung
Stahlblechfertigung
Oxygenstahlprozeß
Elektrostahlprozeß
6.2.1.2
Variationsparameter
∆ ÖA
PRL
vm
vm
Szenario
Pessimistisch
+5%
60 %
14 %
9,5 %
Szenario
Real
±0%
50 %
12 %
7,5 %
Szenario
Optimistisch
-5%
40 %
10 %
5,5 %
Edelstahlblechherstellung und -verwertung
Bei der Prozeßkettenanalyse der Edelstahlbauteilherstellung und -verwertung wird analog vorgegangen. Auch hier werden zuerst die ökologischen Aufwendungen für die Karosseriebauteil-
SEITE 112
herstellung bei unberücksichtigtem Recycling nach Ablauf des Bauteillebens berechnet. Die
Verschnittanteile der Edelstahlblechfertigung werden ebenfalls zwischen 40 und 60 % angesetzt. Lediglich der ökologische Aufwand für das Tiefziehen des Bleches wird um den Faktor
1,5 höher eingestuft.
Anzumerken bleibt, daß der Produktionsrücklauf aus der Fertigung nicht vollständig zur Dekkung des Schrotteinsatzes (70 %) der Edelstahlblecherzeugung ausreicht und dieser somit erst
bei der Bilanzierung der Verwertungsphase aus den anfallenden Altbauteilen abgesättigt werden kann. Hierfür wird angenommen, daß die Edelstahlkarosserien einen separaten Shredderweg gehen, um eine Durchmischung mit niedrig legierten Eisenstählen weitestgehend zu vermeiden. Dieser prozentuale Restanteil an reinem Eisen (Fe-%) wird auf 10 bis 30 % abgeschätzt. Je höher dieser Anteil ist, desto mehr müssen die fehlenden Legierungsbestandteile
Chrom und Nickel zugeführt werden, um wieder die gewünschte Legierungszusammensetzung
des Cr18 Ni8-Edelstahlschrottes zu erreichen (Bild 6.4).
Edelstahlblecherzeug.
Edelstahlblecherzeug.
ÖA:
ÖA:-5%;
-5%;+0%;
+0%;+5%
+5%
Edelst.-Blech
Edelst.-Blech
Edelstahlblechfertig.
Edelstahlblechfertig.
PRL:
PRL:40%;
40%;50%;
50%;60%
60%
Edelst.-Formteil
Edelst.-Formteil
Elektrostahlprozeß
Elektrostahlprozeß
vvmm::5,5%;
5,5%;7,5%;
7,5%;9,5%
9,5%
Cr18
Cr18Ni8
Ni8Schrott
Schrott
Bauteilmontage
Bauteilmontage
Karosserie
Karosserie
Herstellung ohne RecyclingGutschrift aus der
Altfahrzeugverwertung
Autoshredder
Autoshredder
vvmm::1%
1%
Misch-Schrott
Misch-Schrott
Schrottaufteilung
Schrottaufteilung
Fe-%:
Fe-%:10%;
10%;20%;
20%;30%
30%
Fe-Fraktion
Fe-Fraktion
Zulegierung
Zulegierung Cr-Ni
Cr-Ni
bei der Altfahrzeugverwertung
Bild 6.4: Herstellung einer Edelstahlblech-Karosseriestruktur mit und ohne Recyclinggu tschrift
SEITE 113
Auch bei der Edelstahlmodellierung ergeben sich wiederum durch Parametervariation 3 Szenarien (Tabelle 6.2). Eine umfassendes Prozeßschema der Edelstahlblecherzeugung ist in Anhang
A 4.4 zu finden.
Tabelle 6.2: Szenarienmodellierung der Edelstahlblech-Karosseriestruktur
Prozeß
Edelstahlblecherzeugung
Edelstahlblechfertigung
Schrottaufteilung
Elektrostahlprozeß
6.2.1.3
Variationsparameter
∆ ÖA
PRL
Fe-Anteil
vm
Szenario
Pessimistisch
+5%
60 %
30 %
9,5 %
Szenario
Real
±0%
50 %
20 %
7,5 %
Szenario
Optimistisch
-5%
40 %
10 %
5,5 %
Aluminiumblechherstellung und -verwertung
Die Schwankungsbreiten der in Bild 6.5 dargestellten Aluminiumblecherzeugung (100 % primär) wird ebenfalls mit ± 5 % angenommen. Auch der Produktionsrücklauf wird wiederum
zwischen 40 und 60 % variiert. Bei der Aufbereitung des hierbei anfallenden hochwertigen AlBlechschrottes wird mit Materialverlusten zwischen 2 und 8 % gerechnet. Die Bilanzierung der
Verwertungsphase von Aluminiumbauteilen stellt allerdings eine Besonderheit dar (vgl. Abschnitt 4.3.1.3). Zwar können die Hang-On-Parts wie Klappen, Türen und vordere Seitenwände
unproblematisch demontiert werden und somit einem Hochwertrecycling mit allerdings höheren Materialverlusten (21 - 25 %) zugeführt werden [LEITERMANN 96]. Hierdurch können zwischen 50 und 70 % der ursprünglichen Herstellaufwendungen in die Zukunft projiziert werden.
Der verbleibende Aluminiumanteil der Restkarosse kann aber infolge einer Vermischung mit
höherlegierten Aluminiumgußlegierungen (Si-Anteil > 1,5 Gew.-%) im Shredderprozeß nur
noch in niederwertigere Gußanwendungen eingehen (Open-Loop-Recycling).
Die Vergabe einer Gutschrift auf die ökologischen Aufwendungen der Primärherstellung erfolgt hierbei auf Basis des Preisverhältnisses von Aluminiumgußschrott zu Primäraluminiumblech (1,48 - 1,82 DM/kg [EUWID 98] zu 4,50 - 5,50 DM/kg [VAW 97]), wodurch die Gutschrift im Vergleich zum Hochwertrecycling mit 21 bis 36 % lediglich halb so groß ausfällt.
Aus ökologischer Sicht ist daher eine Demontage der Anbauteile unbedingt zu befürworten.
Bei der Herstellungsphasenmodellierung der Aluminiumblech-Karosseriestruktur ergeben sich
durch Parametervariation wiederum 3 Szenarien (Tabelle 6.3). Eine Prozeßkettenbeschreibung
zur Herstellung des Aluminiumblechs ist in Anhang A 4.5 gegeben.
SEITE 114
Alu-Blecherzeugung
Alu-Blecherzeugung
ÖA:
ÖA:-5%;
-5%;+0%;
+0%;+5%
+5%
Alu-Blech
Alu-Blech
Umschmelzprozeß
UmschmelzprozeßNS
NS
vvmm::2%;
2%;5%;
5%;8%
8%
Alu-Blechfertigung
Alu-Blechfertigung
Alu-Neuschrott
Alu-Neuschrott
PRL:
PRL:40%;
40%;50%;
50%;60%
60%
Alu-Formteil
Alu-Formteil
Bauteilmontage
Bauteilmontage
Herstellung ohne Recycling-Gutschrift
aus der Altfahrzeugverwertung
Karosserie
Karosserie
Demontage
Demontage
Alu-Altschrott
Alu-Altschrott
Umschmelzprozeß
UmschmelzprozeßAS
AS
vvmm::21%;
21%;23%;
23%;25%
25%
bei der Altfahrzeugverwertung
Bild 6.5: Herstellung einer Aluminiumblech-Karosseriestruktur mit und ohne Recyclinggutschrift
Tabelle 6.3: Szenarienmodellierung der Aluminiumblech-Karosseriestruktur
Prozeß
Aluminiumblecherzeugung
Aluminiumblechfertigung
Umschmelzpr. Neuschrott
Umschmelzpr. Altschrott
6.2.1.4
Variationsparameter
∆ ÖA
PRL
vm
vm
Szenario
Pessimistisch
+5%
60 %
8%
25 %
Szenario
Real
±0%
50 %
5%
23 %
Szenario
Optimistisch
-5%
40 %
2%
21 %
Stahlkleinteilherstellung und -verwertung
Die Herstellungs- und Verwertungsphase der Stahlkleinteile wird analog zur Stahlblechherstellung bzw. -verwertung bilanziert. Der Produktionsrücklauf beträgt hierbei 10 %. Auf eine
Szenarienrechnung wird aufgrund der im Verhältnis zum Gesamtkarosseriegewicht unbedeutenden Mengen an Stahlkleinteilen verzichtet. Zudem benötigen alle 3 Karosserievarianten
Stahlkleinteile, so daß deren Einfluß bei einer vergleichenden Bilanzierung zu vernachlässigen
ist.
6.2.2
SEITE 115
Nutzungsphase
Die Bilanzierung der Nutzungsphase erfolgt auf Basis der Gewichts- und Verbrauchsdaten des
Referenzfahrzeuges mit Stahlblechkarosserie (mRef.Fzg. 1895 kg; vRef.Fzg. 12,5 l/100 kmNEFZ) der
Fahrzeugoberklasse. Die Fahrzeuglaufleistung wird mit 200 000 km angenommen. Zur Berechnung des Kraftstoffminderverbrauches werden mit dem Simulationsprogramm FALKE die
fahrzeugspezifischen Verbrauchsfunktionen auf Basis des Neuen Europäischen Fahrzyklusses
ermittelt. Für die hierbei simulierte Verbrauchseinsparung von 0,45 l/(100 kg · 100 km NEFZ)
wird eine Toleranz von -5 % bis +15 % bei Berücksichtigung von realen Fahrprofilen angenommen. Würde man zudem noch sekundäre Leichtbaumaßnahmen einbeziehen, so ergäben
sich je nach sekundärem Leichtbaugrad zusätzliche Einsparungspotentiale, die hier jedoch unberücksichtigt bleiben.
Für die Aufteilung der Energieaufwendungen auf die Nutzungsphasenabschnitte Kraftstoffbereitstellung und Fahrzeugbetrieb wird mit einem unteren Heizwert des Superkraftstoffes von
32,625 MJ/l gerechnet. Das CO2-Äquivalent bei der motorischen Verbrennung des Kraftstoffes
wird mit 2,37 kg CO2/l Ottokraftstoff angesetzt. Die Emissionsbilanzierung der Fahrzeugnutzung erfolgt auf Basis der für 2005 geplanten EU4-Grenzwerte. Der Schwefelgehalt des Kraftstoffes wird mit 30 ppm auf Grundlage des zu erwartenden Grenzwertes angenommen, woraus
eine SO2-Emission von ca. 45 mg/l Kraftstoff resultiert (vgl. Abschnitt 4.2.2).
6.3
Eine Wirkungsabschätzung wird anhand der Umweltkategorien Energieaufwand, Ressourcenabbau, Treibhauspotential, Versauerungspotential, Eutrophierungspotential und photochemisches Oxidantienbildungspotential vorgenommen. Da die vorliegenden Sachbilanzen keine für
den stratosphärischen Ozonabbau relevanten Emissionen aufweisen unterbleibt eine Darstellung dieser Umweltkategorie. Zudem wird die Behandlung der Toxizitätspotentiale ausgeklammert, da zwar für die Herstellungs- und Verwertungsphasen toxizitätsrelevante Emissionen erfaßt worden sind, aber im Bereich der Nutzungsphasenmodellierung keine Aussagen bezüglich zukünftiger nichtlimitierter Abgaskomponenten möglich sind.
Die Wirkungsbilanzen werden auf Basis der Sachbilanzszenarien der 3 Karosseriealternativen
berechnet (Tabellen 6.1-6.3). Eine Gegenüberstellung der Einzelszenarien erfolgt nach Tabelle
SEITE 116
6.4, so daß sich insgesamt 3 Endszenarien ergeben, ein für die Leichtbauvarianten (Edelstahl,
Aluminium) pessimistisches, d.h. ungünstiges, ein reales und ein für die Leichtbaualternativen
optimistisches Szenario. Hierdurch lassen sich Sensitivitäten einzelner Prozeßparameter auf
das Gesamtergebnis ableiten und somit statistische Unschärfen der Bilanzierung erkennen.
Tabelle 6.4: Zuweisung der Endszenarien leichtbaupessimistisch, real und leichtbauoptimistisch
Lebenszklusphasen
Herstellungs-/Verwertungsphase
Stahlblech-Karosseriestruktur
Stahlkleinteil-Karosseriestruktur
Edelstahlblech-Karosseriestruktur
Aluminiumblech- Karosseriestruktur
Nutzungsphase
Kraftstoffminderverbrauch
6.3.1
Szenario
„Leichtbaupessimistisch“
Szenario
„Real“
Szenario
„Leichtbauoptimistisch“
optimistisch
real
pessimistisch
pessimistisch
real
real
real
real
pessimistisch
real
optimistisch
optimistisch
CNEFZ - 5 %
CNEFZ ± 0 %
CNEFZ + 15 %
Die sowohl regenerativen als auch nichtregenerativen kumulierten Energieaufwendungen der 3
betrachteten Karosserievarianten sind in Bild 6.6 dargestellt. Die negativen Energieaufwendungen entsprechen der ökologischen Gutschrift und zeigen an, inwiefern durch eine stoffliche
Verwertung zukünftige Lebenszyklen entlastet werden können. Würde kein Recycling des Altschrottes betrieben, so entspräche dies einer Verschiebung der Energiebalken auf die Nullinie.
D.h., die Energieaufwendungen der Herstellungsphase würden bei Nichtberücksichtigung des
Recyclings in Höhe der ökologischen Gutschrift ansteigen.
Kumulierter Energieaufwand [MJ]
Szenario
“Leichtbaupessimistisch”
Szenario
“Real”
Szenario
“Leichtbauoptimistisch”
250000
Nutzung Fahrzeugbetrieb
Nutzung Kraftstoffbereitstellung
Herstellung (Recycling berücksichtigt)
Verwertung (Ökologische Gutschrift)
200000
150000
St Stahlintensive Karosserie
ESt Edelstahlintensive Karosserie
100000
50000
Al
Aluminiumintensive Karosserie
0
-50000
St
ESt
Al
St
ESt
Al
St
ESt
Al
Bild 6.6: Kumulierter Energieaufwand (regenerativ und nichtregenerativ) der Karosserievarianten
SEITE 117
Der KEA der Karosserievarianten Stahl und Edelstahl weist keine signifikanten Unterschiede
auf, sofern die Edelstahl-Restkarosse nach Ablauf des Fahrzeuglebens einer werkstofflichen
Verwertung zugeführt wird. Die Aluminiumvariante hingegen schneidet auf Grund der hohen
Gewichtseinsparung (44,4 % gegenüber der konventionellen Stahlkarosserie) und den daraus
resultierenden Kraftstoffeinsparungen in der Fahrzeugnutzungsphase signifikant besser ab als
die beiden Stahlvarianten. Würde man zudem nur die nichtregenerativen Energieaufwendungen
betrachten, so fiele der Vergleich wegen des hohen Anteiles an regenerativer Wasserkraft bei
der Primäraluminiumerzeugung noch deutlicher zugunsten der Aluminiumkarosserie aus.
6.3.2
Ressourcenabbau
Der Ressourcenabbau soll auf die endliche Verfügbarkeit energetischer und mineralischer Rohstoffe hinweisen und ist in Bild 6.7 für die verglichenen Karosserievarianten dargestellt. Der
Ressourcenverbrauch der Nutzungsphase wird bereits der Kraftstoffbereitstellung zugeordnet,
da hierbei auf unmittelbar in der Erde vorkommende Ressourcen (Erdöl) zurückgegriffen wird,
während beim Betrieb des Fahrzeuges bereits das Endprodukt Benzin (also keine Ressource)
zum Einsatz kommt.
Ressourcenabbau
Szenario
Szenario
“Real”
Szenario
Ressourcenabbau [--]
500
400
300
200
100
0
Al
-100
-200
-300
St
ESt
Al
St
ESt
Al
St
ESt
Al
Bild 6.7: Energetischer und mineralischer Ressourcenabbau der Karosserievarianten
Während die Stahl- und Aluminiumalternativen einen ähnlichen Ressourcenabbau hervorrufen,
weist die Edelstahlkarosserie einen um eine Größenordnung höheren Ressourcenabbau auf, der
zu ca. 75 % aus dem Bedarf an Nickel bei der Auflegierung dominiert wird. Hier zeigt sich,
daß aus Gründen der Ressourcenschonung Edelstahl soweit als möglich und mit der geringst
möglichen Legierungsverdünnung in geschlossenen Stoffkreisläufen gefahren werden sollte,
um eine Zulegierung dieser knappen Legierungsstoffe auf ein Mindestmaß zu reduzieren.
6.3.3
SEITE 118
Treibhauspotential
Die Berechnung des Treibhauspotentiales soll aufzeigen, in welchem Ausmaß die verschiedenen Karosseriealternativen zu einer potentiellen Erwärmung der Erdatmosphäre beitragen werden. Beim vornehmlich durch die Nutzungsphase der Fahrzeuge dominierten Treibhauspotential zeigen die leichteren Karosseriealternativen in allen Szenarien jeweils Vorteile gegenüber
der konventionellen Stahlalternative (Bild 6.8). Dies ist darin begründet, daß das Treibhauspotential während der Fahrzeugnutzung nahezu vollständig auf die dem Kraftstoffverbrauch proportionalen CO2-Emissionen zurückzuführen ist.
Treibhauspotential
Treibhauspotential [kg-CO2-Äq.]
Szenario
Szenario
“Real”
Szenario
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
Al
2000
0
-2000
St
ESt
Al
St
ESt
Al
St
ESt
Al
Bild 6.8: Treibhauspotential der Karosserievarianten
6.3.4
Die für eine Versauerung der Niederschläge („Saurer Regen“) ursächlichen SO2- und NOxEmissionen treten überwiegend bei der Halbzeugherstellung und Kraftstoffbereitstellung auf
(Bild 6.9). Infolge der drastischen Verringerung des Schwefelanteils im Kraftstoff sowie der
anvisierten niedrigen Sickoxidemissionen ab 2005 fällt das Versauerungspotential des Fahrzeugbetriebs vergleichsweise gering aus. D.h., aus ökologischer Sicht macht eine weitere Verschärfung der Emissionsstandards der Fahrzeuge erst dann wieder Sinn, wenn auch auf Seiten
der Bauteilherstellung bzw. -verwertung sowie insbesondere im Bereich der Kraftstoffbereitstellung weitere Reduzierungen des SO2- und NOx-Ausstoßes realisiert werden können. Bezüglich des Versauerungspotentiales weist die Aluminiumvariante leichte Vorteile gegenüber
der Stahlvariante auf. Die Edelstahlkarosserie schneidet aufgrund ihrer hohen SO2-Emissionen
bei der Herstellung der Legierungsbestandteile signifikant schlechter ab. Ein Verdünnung der
SEITE 119
Cr Ni-Konzentration durch Vermischungen mit Eisenschrott sollte deshalb durch eine möglichst sortenreine Separierung des Edelstahlschrottes soweit als möglich unterbunden werden.
Versauerungspotential [kg-SO2-Äq.]
Szenario
Szenario
“Real”
Szenario
50
40
30
20
10
Al
0
-10
-20
St
ESt
Al
St
ESt
Al
St
ESt
Al
Bild 6.9: Versauerungspotential der Karosserievarianten
6.3.5
Das Eutrophierungspotential weist auf die durch Stickstoff- bzw. Phosphorverbindungen verursachte Überdüngung von Böden oder Gewässern hin und ist für die Karosseriealternativen in
Bild 6.10 dargestellt. Zwischen den beiden Stahlalternativen läßt sich auf Grund der statistischen Unsicherheiten keine eindeutige Rangfolge bezüglich des Eutrophierungspotentiales bestimmen. Die Aluminiumalternative schneidet hingegen in allen 3 Szenarien signifikant besser
ab. Aus Bild 6.10 ist zudem ersichtlich, daß der Großteil der eutrophierungswirksamen Emissionen bei der Bereitstellung des Kraftstoffes anfällt.
Eutrophierungspotential [kg-Phosphat-Äq.]
Szenario
Szenario
“Real”
Szenario
2,5
2
1,5
1
0,5
Al
0
-0,5
St
ESt
Al
St
ESt
Al
St
ESt
Al
Bild 6.10: Eutrophierungspotential der Karosserievarianten
6.3.6
SEITE 120
Die Anwesenheit der Vorläufersubstanzen NOx, HC und CO begünstigt die Bildung von bodennahem Ozon, welches für Vegetationsschäden und toxikologische Auswirkungen verantwortlich gemacht wird. Hauptverantwortlich für die Oxidantienbildung sind insbesondere die
Vorläuferemissionen aus der Kraftstoffbereitstellung und zu einem geringeren Anteil die Emissionen während des Fahrzeugbetriebes. Eine einschneidende Reduzierung der OxidantienBelastung ist deshalb insbesondere über eine verbesserte Kraftstoffbereitstellung zu erzielen.
Bild 6.11 zeigt, daß beide Leichtbaukarosserien in allen Szenarien signifikant besser als die
konventionelle Stahlkarosserie abschneiden.
Oxidantienbildungspot. [kg-Ethen-Äq.]
Szenario
Szenario
“Real”
Szenario
18
16
14
12
10
6
4
Al
8
2
0
-2
St
ESt
Al
St
ESt
Al
St
ESt
Al
Bild 6.11: Photochemisches Oxidantienbildungspotential der Karosserievarianten
6.4
Auswertung
6.4.1
Normierung
Normiert man die Ergebnisse der Wirkungsbilanz auf die jährliche, weltweite Pro-KopfInanspruchnahme der Umweltkategorien (Tabelle 3.4, Abschnitt 3.4.1), so zeigt sich, daß durch
die Karosseriealternativen eine Oxidantienbildung verursacht wird, die um den Faktor 15 bis
22 mal so hoch ist, wie die auf die Welt bezogene durchschnittliche Inanspruchnahme. Energieverbrauch, Ressourcenabbau und Treibhauspotential sowie Versauerungspotential beanspruchen zwischen 0,3 und 3,2 mal soviel wie der „Durchschnittsweltbürger“. Für die Eutrophierung liegen die Faktoren in einem Bereich zwischen 0,10 und 0,15 und sind damit um mehr als
eine Größenordnung kleiner als die Faktoren der Oxidantienbildung.
Normierung [Pro-Kopf-Bedarf p.a.]
Energie- Ressourcenaufwand
abbau
Treibhauspotential
Vers.potential
Eutroph.potential
SEITE 121
Oxidantienbildung
25
20
Unschärfebereich
15
Sicherer Ökologischer Aufwand
10
5
0
St ESt Al
St ESt Al
St ESt Al
St ESt Al
St ESt Al
St ESt Al
Bild 6.12: Normierung der Wirkungsbilanz auf die durchschnittliche Pro-Kopf-Inanspruchnahme p.a.
6.4.2
Diskursive ökologische Bewertung
Mit Ausnahme des Ressourcenabbaus schneidet die Aluminiumkarosserie in allen Umweltkategorien besser ab als die Stahlvarianten. Dieses positive Ergebnis ist insbesondere auf die hohe
Gewichtseinsparung von über 44 % gegenüber der konventionellen Stahlkarosserie zurückzuführen. Bei einer geringeren Ausschöpfung des Leichtbaupotentiales − beispielsweise aufgrund
höherer Anforderungen an die Fahrzeugakustik [BLOEMHOF 99] − würde einerseits die Herstellungsphase durch zusätzliche ökologische Aufwendungen infolge des Materialmehraufwands belastet werden. Andererseits würde dieser negative Effekt durch geringere ökologische
Einsparungen während der Nutzungsphase zusätzlich verstärkt werden. Die Vorteilhaftigkeit
von Aluminium im Karosseriebereich gilt daher nur, sofern zum einen dessen Leichtbaupotentiale realisiert werden und zum anderen, wie beim untersuchten Fahrzeug, die Gewichtseinsparung in Abhängigkeit der verbrauchsrelevanten Fahrzeugparameter auch zu einem respektablen
Minderverbrauch während der Fahrzeugnutzung führt. Eine Übertragung dieses Ergebnisses
etwa auf die Fahrzeugkategorie des 3-Liter-Autos ist infolge des weitaus geringeren Minderverbrauchs dieser extrem effizienten Fahrzeuge (vgl. Abschnitt 4.2.1.9) sowie des i.d.R. auf
150 000 km verkürzten Nutzungsprofils nicht zulässig (vgl. hierzu [EBERLE 99/1]).
Zwischen der stahlund edelstahlintensiven Karosserievariante läßt sich aus gesamtökologischer Sicht keine eindeutige Priorisierung vornehmen. Während die Edelstahlkarosserie in den
Wirkungskategorien Treibhauspotential und photochemisches Oxidantienbildungspotential
SEITE 122
Vorteile aufzeigt, schneidet die Stahlkarosserie beim Ressourcenabbau und Versauerungspotential besser ab. In den restlichen Umweltkategorien ergibt sich infolge statistischer Unschärfen keine stabile Rangfolge. Insbesondere beim Ressourcenabbau und Versauerungspotential
zeigt die Edelstahlvariante jedoch ungleich höhere Umweltbelastungen als die anderen Varianten, die somit in Summe ein ausgewogeneres Ökoprofil abgeben. Während für den konventionellen Stahl bereits ein Werkstoffkreislauf existiert, müßte zudem für die Edelstahlaltkarossen, aus Gründen der Ressourcenschonung und der Versauerungsreduzierung, ein möglichst
legierungsspezifischer Edelstahlkreislauf mit hohen Rückgewinnungsquoten der ressourcenkritischen Legierungsbestandteile Chrom, Nickel und Mangan aufgebaut werden. Der bisherige
Aluminiumkreislauf der Restkarossen über den Shredderweg weist insbesondere hinsichtlich
eines Hochwertrecyclings der Aluminiumknetlegierungen noch Verbesserungspotentiale auf.
6.5
Eine Differenzkostenbetrachtung der Karosseriealternativen aus Kundensicht ist in Tabelle 6.5
wiedergegeben. Die weitaus höheren Mehrpreise beim Erwerb eines Fahrzeuges mit Edelstahlkarosserie werden durch die Einsparungen während der Fahrzeugnutzung und -verwertung
nicht kompensiert. Infolge der großen Gewichtseinsparung fällt die Preiserhöhung des Aluminiumfahrzeugs moderat aus und kann über die Verbrauchseinsparungen insbesondere bei Eintreten der ökologisch motivierten Benzinpreisszenarien sowie durch den Verwertungserlös der
Aluminiumkarosse kompensiert werden. Die Verwertungskosten bzw. -erlöse können aufgrund
des langen Prognosezeitraums der Altfahrzeugverwertung nur grob abgeschätzt werden. Für die
Stahlkarosserie ist bei Abzug der Aufwendungen für Logistik und Shredder vom Altmetallerlös
mit Kosten zwischen 127 und 190 DM zu rechnen, während die Edelstahl- bzw. die Aluminiumkarosserie unter Berücksichtigung der Demontagekosten der Hang-On-Parts aus Aluminium
Erlöse zwischen 167 und 251 DM bzw. 113 bis 169 DM erwirtschaftet.
Tabelle 6.5: Differenzkosten der Leichtbaukarosserien gegenüber der Stahlkarosserie
∆ K Herstellung [DM/Karosse]
∆ K Nutzung [DM/Karosse]
∆ K Verwertung [DM/Karosse]
Saldo gegenüber Referenz [DM/Karosse]
Stahl
Referenz
Referenz
Referenz
0
Edelstahl
Aluminium
[-4589; -3278] [-2180; -1557]
[+496; +1195] [+1540; +3708]
[+294; +441]
[+240; +359]
[-3799; -1642] [-400; +2510]
Datenquellen: Herstellungsmehrpreise, BMW Group; Nutzungskosten, Benzinpreisszenarien aus
Bild 5.1; Demontage- und Logistikkosten, BMW Group; Shredderkosten, [SEEBACH 96]; Ankaufspreise für Altmetalle, [EUWID 98];
KAPITEL 7: GANZHEITLICHER VERGLEICH VON ANTRIEBSALTERNATIVEN
7
SEITE 123
GANZHEITLICHER VERGLEICH DER VERBRENNUNGSMOTORISCHEN ANTRIEBSALTERNATIVEN BENZIN,
DIESEL, FLÜSSIGERDGAS UND FLÜSSIGWASSERSTOFF
„Ich glaube, daß eines Tages Wasserstoff und Sauerstoff, aus denen sich Wasser zusammensetzt, allein oder zusammen verwendet eine unerschöpfliche Quelle von Wärme und Licht bilden werden.“ frei nach JULES VERNE, „Die geheimnisvolle Insel“, 1874 [VERNE 99];
Für den verbrennungsmotorischen Antrieb von Kraftfahrzeugen rückt die technische Realisierbarkeit dieser von JULES VERNE bereits 1874 geäußerten Vision zum Einsatz von Wasserstoff
als Energieträger in greifbare Nähe, wie die Auflage einer Kleinserie von wasserstoffbetriebenen Fahrzeugen der BMW Group anläßlich der Weltausstellung EXPO 2000 zeigt [CLEANENERGY 99]. Neben der technischen Umsetzbarkeit stellt sich aber insbesondere auch die Frage, ob Wasserstoffahrzeuge auch bei Berücksichtigung ökologischer und ökonomischer
Aspekte, im Vergleich zu konventionell mit Benzin betriebenen Fahrzeugen, Vorteile bzw.
zukünftige Potentiale aufweisen. Im Rahmen einer ganzheitlichen Bilanzierung werden daher
die Energieträger Benzin, Diesel, Flüssigerdgas − als Wegbereiter für eine Wasserstoffwirtschaft − und Flüssigwasserstoff hinsichtlich ihrer ökologischen und ökonomischen Eignung für
den verbrennungsmotorischen Betrieb von Kraftfahrzeugen untersucht. Insbesondere gilt es
aufzuzeigen, ob der Wasserstoffantrieb das Potential zum Ausstieg aus der fossilen Energiewirtschaft haben wird und sich dadurch eine nachhaltige Entlastung der Umwelt erreichen läßt.
7.1
Bilanzierungsumfang und Systemgrenzen
Der Bilanzierungsumfang umfaßt die mit dem Betrieb der Fahrzeugalternativen Benzin-, Diesel-, Flüssigerdgas- (LNG) und Flüssigwasserstoffantrieb (LH2) in Zusammenhang stehenden
Stoff- und Energieströme einschließlich der Aufwendungen zur Bereitstellung der jeweiligen
Energieträger. Als funktionale Einheit wird die Bereitstellung einer Mobilitätsdienstleistung
von 100 km in einem Kompaktfahrzeug der unteren Mittelklasse zugrundegelegt. Die Bilanzierung wird einerseits thematisch in die beiden Schwerpunkte „Fahrzeugantrieb“ und
„Energieträgerbereitstellung“ unterteilt. Andererseits findet eine Differenzierung hinsichtlich
des betrachteten Zeithorizontes statt. Zum einen sollen Szenarien des Fahrzeugantriebs und der
Energieträgerbereitstellung gemäß des heutigen Stands der Technik beleuchtet werden, zum
anderen gilt es aber auch Entwicklungsszenarien bezogen auf das Jahr 2010 aufzuzeigen.
SEITE 124
Als Referenzfahrzeug dient ein 5-sitziges Kompaktfahrzeug mit konventionellem Benzinantrieb. Die Antriebsleistung des Referenzfahrzeuges in Höhe von etwa 75 kW ermöglicht eine
Fahrzeughöchstgeschwindigkeit von mindestens 170 km/h und eine Beschleunigung des 1100
kg schweren Fahrzeuges von 80 bis 120 km/h im direkten Gang unterhalb 14 s. Die Tankvolumina der betrachteten Antriebsalternativen sind so ausgelegt, daß eine Mindestreichweite von
ca. 500 km erreicht wird. Die Fahrzeuge sind aus Gründen einer objektiven Vergleichbarkeit
ausschließlich als Monofuel-Fahrzeuge konzipiert und können daher die kraftstoffspezifischen
Auslegungs- und Optimierungskriterien für den Fahrzeugantrieb in vollem Ausmaß einbringen.
Eine besondere Bedeutung bei der Bilanzierung von Antriebsalternativen kommt den vorgelagerten Ketten der Kraftstoffbereitstellung zu. Diese werden für die Kraftstoffe Benzin, Diesel,
Flüssigerdgas (LNG: Liquefied Natural Gas) und Flüssigwasserstoff (LH2: Liquefied Hydrogen) untersucht. Gegenüber den konventionellen Benzin- und Dieselkraftstoffbehältern erfolgt
die Speicherung der Flüssiggaskraftstoffe LNG und LH2 in vakuumsuperisolierten Kraftstoffbehältern. Als Standort der Fahrzeugnutzung wird Deutschland zugrundegelegt, so daß die
Kraftstoffbereitstellung, ausgehend von der Exploration der energetischen Ressourcen, alle
Umwandlungsschritte sowie Transport- bzw. Distributionsaufwendungen bis zum Einsatz des
Kraftstoffs im Fahrzeug in Deutschland umfaßt. Aufwendungen zur Herstellung der regenerativen Energieumwandlungsanlagen (Wasser-, Wind-, Solarthermiekraftanlagen) werden ebenso
wie die Herstellaufwendungen der abweichenden Fahrzeugkomponenten im Rahmen sogenannter Screeningbilanzen überschlägig erfaßt und, sofern sie keinen signifikanten Einfluß auf
die Gesamtbilanz haben, vernachlässigt. Die Prozeßkettenmodellierung der Energieträgerbereitstellung erfolgt auf Basis der in einem gemeinsamen Projekt der BMW Group mit dem Institut für Kunststoffprüfung der Universität Stuttgart erhobenen Prozeßdaten.
Eine Aggregation der Sachbilanzdaten wird hinsichtlich der Kategorien Energieaufwand, Ressourcenabbau, Treibhaus-, Versauerungs-, Eutrophierungs- und Oxidantienbildungspotential
vorgenommen. Neben der ökologischen Evaluierung des LNG- und LH2-Antriebs wird auch
eine überschlägige Kostenbetrachtung vorgenommen. Die Daten hierfür [WOLF 99] wurden im
Auftrag der BMW Group erhoben und finden in ähnlicher Form auch in dem industriellen Gemeinschaftsprojekt „Verkehrswirtschaftliche Energiestrategie (VES)“ Verwendung. Bei der
Kostenabschätzung werden Steueraufwendungen im Bereich der Kraftstoffbereitstellung nicht
erfaßt, um eine fiskalpolitisch neutrale Vergleichbarkeit der Energiekosten zu ermöglichen.
SEITE 125
7.2
Sachbilanz
7.2.1
Entwicklungsstand der Erdgas- und Wasserstoffantriebstechnik für Pkw
Für die Bilanzierung des heutigen Standes der Technik wird der ottomotorische Antrieb des
Kompaktfahrzeuges für den Betrieb mit Erdgas und Wasserstoff adaptiert. Die Verwendung
von flüssigem Wasserstoff sieht dabei eine neue Gemischbildungsanlage und Modifikationen
am Zündsystem sowie an den Ladungswechselorganen vor. Die Konditionierung und Zumessung des Wasserstoffes erfolgt über eine sequentielle Gemischbildung, bei der für jeden Zylinder Kraftstoffmenge und Einspritzzeitpunkt im gesamten Kennfeld frei programmierbar sind.
Hierdurch können einerseits Ladungswechsel des Motors und Wasserstoffdosierung optimal
aufeinander abgestimmt werden, andererseits verringert sich die wasserstofftypische Neigung
zu unkontrollierten Gemischzündungen in der Sauganlage [STROBL 95].
Der Wasserstoff wird dabei − im Gegensatz zur stöchiometrischen Betriebsweise bei Benzinund Erdgasantrieb − im gesamten Lastbereich mit Luftüberschuß verbrannt. Diese magere Gemischbildung begünstigt niedrige Verbrennungstemperaturen sowie daraus resultierende geringe NOx-Rohemissionen. Aufgrund ihres im Vergleich zur stöchiometrischen Verbrennung geringeren Gemischheizwertes führt die magere Verbrennung zu einer Reduzierung der spezifischen Motorleistung auf etwa 60 % der Leistung bei Benzinantrieb. Dies läßt sich teilweise
durch Auflademaßnahmen kompensieren. Eine stöchiometrische Gemischbildung wäre derzeit
nur über die technisch äußerst anspruchsvolle innere Gemischbildung oder bei äußerer Gemischbildung mit Zusatzmaßnahmen wie Wassereinspritzung realisierbar [REISTER 92].
Erdgas und insbesondere Wasserstoff besitzen bei Umgebungstemperatur und -druck nur eine
äußerst geringe volumetrische Energiedichte. Um eine marktseitig akzeptable Reichweite zu
erzielen, findet bei den auf Erdgas und Wasserstoff ausgelegten Antriebsalternativen die Speicherung des Erdgases bzw. Wasserstoffes in kryogener, d.h. tiefkalter Form in flüssigem Zustand, bei -161 bzw. -253 °C in einem vakuumsuperisolierten Tank statt. Andere Speicherverfahren, wie z.B. die Druckgas- oder die Metallhydridspeicherung sind aufgrund ihrer geringen
Energiespeicherdichten bzw. hoher Speichergewichte ungeeignet für den mobilen Einsatz.
Auch die noch im Laborstadium befindliche Speicherung in Graphitnanofasern hat sich trotz
anfänglich euphorischer Prognosen bisher als nicht zielführend erwiesen [WURSTER 97/1].
SEITE 126
Bei der Bevorratung des tiefkalten Erdgases bzw. Wasserstoffes in dem doppelwandig ausgeführten vakuumsuperisolierten Kraftstoffbehälter wird der Wärmeeinfall aus der Umgebung auf
weniger als 1 Watt reduziert. Der über einen Tankroboter automatisch zu befüllende Kryotank
ist auf einen Betriebsdruck von maximal 4 bar ausgelegt. Bei Erreichen dieses Druckniveaus
wird der gasförmige Kraftstoff über ein Ventil abgeführt. Die der Bilanzierung zugrundegelegte
Nutzungsstruktur des Fahrzeuges sieht Fahrzeugstillstandszeiten von maximal 3 Tagen vor.
Der sich hierbei aufbauende Tanküberdruck (Abdampfrate max. 2 % des Tankinhaltes pro Tag)
liegt unterhalb des maximalen Betriebsdruckes und wird bei der Treibstoffentnahme während
des Fahrzeugbetriebs abgebaut, so daß keine Stoffverluste auftreten [STROBL 95]. Bezüglich
der Sicherheitsanforderungen wurde, gefördert durch das Euro-Québec Hydro-Hydrogen Pilot
Project (EQHHPP) [BAHBOUT 98], eine Reihe von Worst-Case-Experimenten durchgeführt, in
denen die Kryotanks hinsichtlich ihres Gefahrenpotentiales bei unzulässigem Druckaufbau,
mechanischer Beschädigung und Feuer untersucht wurden [HUSS 98]. Die Ergebnisse zeigen,
daß Kryotanks mit Stahl- oder Aluminiuminnenbehälter und Stahlaußenbehälter bereits heute
die gestellten Sicherheitsanforderungen erfüllen [PEHR 95; PEHR 96].
Auf tiefergehende Ausführungen zum Entwicklungsstand der Erdgas- und Wasserstofftechnik
für Pkw sei an dieser Stelle verzichtet und auf die Literatur verwiesen. [BEUTLER 98;
BMWPD 98; GÜNTER 94; HÄMMERL 95; INDRA 98; MAIER 97; SCHINDLER 97] beschäftigen
sich mit dem Erdgaseinsatz in Kraftfahrzeugen, während [ALEXH2 99; BRAESS 96; CLEANENERGY
99; HUSS 97; HUSS 98; REISTER 92; SCHINDLER 97; STROBL 95; STROBL 97;
TELTSCHIK 99; TÜV 98; WURSTER 97] technische Aspekte des Wasserstoffahrzeuges sowie
Strategien zur Realisierung einer Wasserstoffwirtschaft beleuchten. Aktuelle Informationen
rund um das Thema Wasserstoff und Brennstoffzelle sind ferner über das von der LUDWIGBÖLKOW-SYSTEMTECHNIK ins Leben gerufenen HYWEB abrufbar (http://www.HyWeb.de).
7.2.2
Szenarien des Fahrzeugantriebs
7.2.2.1
Verbrauchsszenarien der Antriebsalternativen
Im Rahmen des Antriebsvergleiches werden verbrennungsmotorisch betriebene Fahrzeuge gegenübergestellt, die für die Kraftstoffe Benzin (Super bleifrei), Diesel, LNG und LH2 ausgelegt
sind. Die Benzin-, LNG- und LH2-Antriebe basieren auf dem Ottomotorprinzip. Die der Bilanzierung zugrunde liegenden Kraftstoffkennwerte sind in Tabelle 7.1 wiedergegeben. Für ener-
SEITE 127
getische Betrachtungen im Bereich des Fahrzeugantriebes wird analog zur Prozeßkettenmodellierung der Kraftstoffbereitstellungsszenarien auf die Definition des spezifischen unteren Heizwertes Hu zurückgegriffen, da bei keinem der Verfahren eine Rückgewinnung der bei der Verbrennung freigesetzten Kondensationswärme des Wasserdampfes möglich ist.
Tabelle 7.1: Verbrauchs- und Reichweitenbestimmung der Fahrzeugalternativen
VERBRAUCHSDATEN DER
BENZIN DIESEL
LNG
LNG
ANTRIEBSALTERNATIVEN
BRD
(ALG.)
KRAFTSTOFFKENNWERTE
Kraftstoffdichte ρ [kg/l]
0,765 1)
0,835 1)
0,432 2)
0,464 2)
Heizwert Hu [MJ/kg]
43,0 1)
42,7 1)
49,559 1) 48,631 1)
4)
4)
CO2-Faktor [kg CO2/kg Kraftst.]
3,09
3,16
2,78 5)
2,81 5)
SO2-Faktor heute 6) [g SO2/kg Krst.]
0,300
0,700
0
0
6)
SO2-Faktor 2010 [g SO2/kg Krst.]
0,020
0,006
0
0
FAHRZEUGGEWICHTE
Fahrzeuggewicht heute 7) [kg]
1100
1140
1160
Fahrzeuggewicht 2010 7) [kg]
1100
1140
1130
GEMITTELTE WIRKUNGSGRADWERTE IM NEFZ
∅ WirkungsgradNEFZ heute 8) [%]
18
24
19
8)
∅ WirkungsgradNEFZ 2010 [%]
24
27
25
KRAFTSTOFFVERBRÄUCHE IM NEFZ
Kraftstoffverbrauch 1100 kg Fahr6,043
4,559
4,968
5,062
zeug heute [kg/100 kmNEFZ]
(7,90 l)
(5,46 l)
(11,5 l) (10,91 l)
Kraftstoffverbrauch 1100 kg Fahr4,513
4,058
3,775
3,847
zeug 2010 [kg/100 kmNEFZ]
(5,90 l)
(4,86 l)
(8,74 l) (8,29 l)
Gewichtsbed. Mehrverbr. heute
0,33
0,24
0,27
0,28
[kgKraftstoff/(100 kg · 100 km)]
(0,43 l)
(0,29 l)
(0,63 l) (0,60 l)
0,25
0,22
0,21
0,21
Gewichtsbed. Mehrverbr. 2010
(0,32 l)
(0,26 l)
(0,49 l) (0,45 l)
[kgKraftstoff/(100 kg · 100 km)]
Kraftstoffverbrauch inkl. Mehr6,043
4,659
5,130
5,230
gewicht heute [kg/100 kmNEFZ]
(7,90 l)
(5,58 l) (11,88 l) (11,27 l)
Kraftstoffverbrauch inkl. Mehr4,513
4,142
3,838
3,910
gewicht 2010 [kg/100 kmNEFZ]
(5,90 l)
(4,96 l)
(8,88 l) (8,43 l)
KRAFTSTOFFSPEICHERMENGEN UND FAHRZEUGREICHWEITEN
Fassungsvermögen Tank 7) [l]
55
55
57
7)
Fassungsvermögen Tank [kg]
42
46
25
27
7)
Tanksystemgewicht leer heute [kg]
15
15
75
7)
Tanksystemgewicht leer 2010 [kg]
15
15
45
Fahrzeugreichweite heute [km]
700
990
480
510
Fahrzeugreichweite 2010 [km]
930
1110
640
680
1)
LH2
0,071 3)
120,0 1)
0
0
0
1230
1170
24
27
1,625
(22,89 l)
1,444
(20,34 l)
0,089
(1,25 l)
0,079
(1,11 l)
1,740
(24,50 l)
1,499
(21,11 l)
114
8
145
85
470
540
Basieren auf der Bilanzierungsdatenbank GABI 3.0 des IKP Stuttgart [IKP 99/1; IKP 99/2]
Basierend auf [BAUER 96]
3)
Mit einer Dichte von 0,071 kg/l weist LH2 nur 1/800 des Volumens von GH2 auf [WAGNER 96]
4)
Basierend auf den „Technischen Daten Pkw-Modelle Modelljahr 1998“ [OFD 97]
5)
Berechnungen auf Basis der stöchiometrischen Verbrennungsrechnung mit dem Programm ERDGAS
6)
Schwefelgehalt Benzin 150 (heute) bzw. 10 ppm (2010); Diesel 350 (heute) bzw. 30 ppm (2010)
7)
Fahrzeuggewichte und Kraftstofftankinhalte auf Basis von Forschungsfahrzeugen der BMW Group
8)
Wirkungsgradabschätzungen gemäß Verbrauchsszenarien der BMW Group [GEIER 99]
2)
SEITE 128
Die Szenarien der verschiedenen Fahrzeugantriebe leiten sich von dem eingangs beschriebenen
Benzin-Referenzfahrzeug mit einem Fahrzeuggewicht von 1100 kg ab. Die Bezugsgröße des
heutigen Kraftstoffverbrauches des Benzinfahrzeuges in Höhe von 7,9 l/100 kmNEFZ ist dabei
so gewählt, daß sich über die zu erwartende Wirkungsgradverbesserung bis zum Zeithorizont
2010 ein Verbrauch von 5,9 l/100 kmNEFZ, entsprechend der ACEA-Zusage eines CO2Ausstosses von 140 g CO2/km, erreichen läßt. Das Fahrzeuggewicht wird ebenso wie alle anderen fahrwiderstandsbeeinflussenden Parameter als über die Zeit konstant angenommen, um
antriebsunabhängige Verbrauchseinflüsse auszublenden. Die über den NEFZ gemittelte Bedarfsleistung an den Antriebsrädern errechnet sich nach Gl. 7.1 aus dem Produkt von absolutem Kraftstoffverbrauch V, Kraftstoffdichte ρ, gemittelter Fahrzyklusgeschwindigkeit v (33,5
km/h bzw. 9,31 m/s im NEFZ), Antriebswirkungsgrad ηNEFZ und unterem Heizwert Hu zu
4,35 kW (vgl. hierzu „Grundlagen der Kraftstoffverbrauchsberechnung“ in Abschnitt 4.2.1.1).
PBed = V ⋅ ρKraftstoff ⋅ v ⋅ ηNEFZ ⋅ Hu = 7,9l/100km ⋅ 0,765kg/l ⋅ 9,31 ⋅ m/s ⋅ 0,18 ⋅ 43MWs/kg = 4,35kW Gl. 7.1
Auf Basis der von der BMW Group [GEIER 99] ermittelten Werte für heute bestenfalls (Best
Available Technology) zu erzielende gemittelte Wirkungsgrade im NEFZ sowie der auf einen
Zeitraum ab 2010 bezogenen Wirkungsgradabschätzungen (Tabelle 7.1) lassen sich nach Gl.
7.2 die Kraftstoffverbräuche der betrachteten Antriebsalternativen unter der Prämisse unveränderter Fahrwiderstände und folglich eines unveränderten Fahrzeuggewichtes berechnen.
Kraftstoffverbrauch
V=
ρKraftstoff
PBed
⋅ v ⋅ ηNEFZ ⋅ Hu
[l/100 km]
Gl. 7.2
Zur Erzielung der ab 2010 angestrebten Wirkungsgradwerte sind seitens des Benzinmotors
Verbrauchseinsparungskonzepte wie Benzindirekteinspritzung, vollvariabler Ventiltrieb, Aufladung und Motordownsizing angedacht [APPEL 98]. Beim Dieselantrieb werden u.a. Optimierungen der Hochdruckdirekteinspritzung und Abgasturboaufladung mit variabler Turbinengeometrie für weitere Verbrauchsreduktionen sorgen. Der LNG-Antrieb bietet neben Aufladung in Verbindung mit Motordownsizing, tiefkalter Direkteinspritzung, Ansaugluftvorkühlung, Minimierung der Reibungs- und Ladungswechselverluste sowie bei Applikation einer
vollvariablen Ventilsteuerung ein höheres Einsparungspotential als der Benzinantrieb. Zusätzlich bietet LNG aufgrund der hohen Klopffestigkeit des Methans das Potential einer Verdichtungssteigerung und einer damit verbundenen Effizienzerhöhung [BEUTLER 98; INDRA 98].
SEITE 129
Beim LH2-Antrieb kann ebenfalls das Prinzip des vollvariablen Ventiltriebes zur Anwendung
kommen. Durch Ansaugluftvorkühlung und Aufladeverfahren läßt sich zudem die spezifische
Leistung des Motors erhöhen. Ein weiteres Verbrauchseinsparungspotential liegt in der Realisierung kryogener Direkteinspritzungsverfahren, bei denen der tiefkalte flüssige Wasserstoff
direkt in den Motorbrennraum eingegeben wird. Insgesamt lassen sich dadurch mit dem Dieselantrieb vergleichbare Wirkungsgradwerte erreichen.
Vergleicht man die fahrzeugtechnischen Ausführungen der Antriebssysteme, so zeigt sich beim
Dieselfahrzeug, aufgrund der thermodynamischen Notwendigkeiten des Dieselmotors, ein um
ca. 40 kg höheres Gewicht als beim Benzinfahrzeug. Die hierdurch zu erwartende Erhöhung
des energetischen Herstellungsaufwandes liegt bezogen auf den Nutzungsenergieaufwand des
Referenzfahrzeuges (ca. 608 GJ bei 200 000 km) unterhalb 1 % und wird im Rahmen dieser
Bilanz nicht betrachtet. Gegenüber dem Benzin-Referenzfahrzeug unterscheiden sich die LNGund LH2-Fahrzeuge im wesentlichen durch den überwiegend in Edelstahl ausgeführten systembedingten Kryotank und weisen deshalb zum heutigen Zeitpunkt ein um 60 (LNG) bzw. 130 kg
(LH2) höheres Gesamtfahrzeuggewicht auf als die Benzinvariante (Tabelle 7.1). Zukünftig wird
sich durch den Einsatz von aramidfaserverstärkten Kunststoffen und Aluminium bei der Herstellung der Kryotanks das Mehrgewicht auf 30 (LNG) bzw. 70 kg (LH2) gegenüber dem Benzinfahrzeug reduzieren lassen. Die auf den Nutzungsenergieaufwand des Referenzfahrzeuges
bezogenen energetischen Herstellungsaufwendungen liegen im Falle des heutigen LH2Kryotankes unterhalb 2 % und werden vernachlässigt. Unterschiede in den Gemischaufbereitungsanlagen sowie bei den Abgasnachbehandlungssystemen beeinflussen die Gesamtbilanz,
insbesondere auch die Gewichtsbilanz, nur marginal und werden nicht weiter berücksichtigt.
Durch die antriebsbedingten Mehrgewichte der Fahrzeugalternativen erhöht sich der Kraftstoffverbrauch gegenüber dem Basisfahrzeug mit 1100 kg Fahrzeuggewicht. Die Höhe des gewichtsbedingten Mehrverbrauchs (Tabelle 7.1) wird auf Basis des theoretisch maximalen
Mehrverbrauchs abgeschätzt (vgl. Abschnitte 4.2.1.7 und 4.2.1.9). Hierbei wird angenommen,
daß der reale Mehrverbrauch 60 % − bezogen auf den theoretisch maximalen Mehrverbrauch −
beträgt (Creal = 0,6 · Cmax). Die sich inklusive des antriebsbedingten Mehrgewichtes ergebenden
Kraftstoffverbräuche werden für die Definition der Verbrauchsszenarien herangezogen und
sind ebenso wie die zugehörigen Fahrzeugreichweiten in Tabelle 7.1 dargestellt.
SEITE 130
Bild 7.1 zeigt eine graphische Darstellung der fahrzeugseitigen Kraftstoffverbräuche und CO2Emissionen gegenüber dem heutigen Benzinreferenzfahrzeug. Bezüglich des Energiebedarfs
zeigen sowohl der Benzinantrieb- und der LNG-Antrieb als auch der Diesel- und LH2-Antrieb
ein ähnliches Verhalten auf. Während sich der Verbrauch des Benzin- bzw. LNG-Fahrzeuges
von heute 100 bzw. 98 % bis zum Jahr 2010 auf ca. 75 bzw. 73 % des heutigen Benzinfahrzeuges reduzieren läßt, kann der Kraftstoffverbrauch des Diesel- bzw. LH2-Fahrzeuges von heute
etwa 77 bzw. 80 % auf zukünftig 68 bzw. 69 % gesenkt werden. Einen anderen Sachverhalt
zeigen die fahrzeugseitigen CO2-Emissionen auf. Hier zeigt insbesondere das wesentlich kohlenstoffärmere LNG Vorteile gegenüber Benzin- aber auch Dieselantrieben. Je nach Provenienz
und damit Zusammensetzung des Erdgaskraftstoffes zeigt LNG ein um ca. 20 (LNG Algerien)
bis 22 % (LNG BRD) günstigeres heizwertbezogenes CO2-Emissionsverhalten als Benzin auf.
Unter dem Fokus einer möglichst geringen CO2-Emission weist bei alleiniger Betrachtung der
Fahrzeugemissionen der kohlenstoffreie Kraftstoff Wasserstoff ein Idealverhalten auf. Gegenüber der CO2-Emission des Benzin- bzw. LNG-Fahrzeuges, die sich von heute 100 bzw. 76
(LNG BRD) und 79 % (LNG Algerien) auf zukünftig etwa 75 bzw. 57 (LNG BRD) und 59 %
(LNG Algerien) reduzieren läßt, kann das Dieselfahrzeug sein Emissionsniveau von heute 79
auf zukünftig 70 % verbessern. Das Wasserstoffahrzeug ist schon heute CO2-emissionsfrei.
2010
100
60
59
69
73
73
68
70
75
75
80
79
76
79
CO2-Ausstoß
57
70
77
80
Energieaufwand
100 (Referenz)
90
98
98
Heute
50
40
30
0
10
0
20
LH2
LNG (Alg.)
LNG (BRD)
Diesel
Benzin
LH2
LNG (Alg.)
LNG (BRD)
Diesel
0
Benzin
Energieaufwand und CO2-Ausstoß
gegenüber Benzinfahrzeug heute [%]
Energieaufwand und CO2-Ausstoß
Bild 7.1: Fahrzeugseitiger Energieaufwand und CO2-Ausstoß (bezogen auf heutiges Referenzfahrzeug)
7.2.2.2
SEITE 131
Emissionsszenarien der Antriebsalternativen
Auf Seiten der Abgasnachbehandlung sind zur Erreichung der in Tabelle 7.2 angegebenen
Emissionsgrenzwerte sowohl die Benzin- als auch die LNG-Fahrzeuge mit einem geregelten
Dreiwegekatalysator ausgestattet. Während der Benzinantrieb heute den Emissionsstandard
EU3 und zukünftig EU4 (eventuell über beheizbare Startkatalysatoren) erreichen wird, können
mit einem Erdgasfahrzeug u.a. aufgrund seiner durch den gasförmigen Zustand geförderten
guten Gemischbildung, bereits heute EU4-Emissionen unterschritten sowie zukünftig der EEV
Standard (Enhanced Environmentally Vehicle) erreicht werden [HECK 99]. Aufgrund der kompakten Molekülbauweise ist Methan reaktionsträge, so daß Erdgasfahrzeuge mit speziellen, für
Methan geeigneten, Katalysatoren ausgerüstet werden müssen [BEUTLER 98].
Der Wasserstoffantrieb weist bereits auf Seiten der Rohemissionen ein sehr geringes Emissionsniveau auf. Es treten schon heute neben Wasserdampf im wesentlichen nur noch NOxEmissionen unterhalb der EU3-Grenzwerte auf. Geringste HC-Emissionen aus dem Motoröl
des LH2-Antriebs liegen unterhalb der Nachweisgrenze [SCHUEERS 99]. Zukünftig wird der
Wasserstoffantrieb zumindest NOx-Emissionen unterhalb der EU4-Grenzwerte einhalten. Das
technische Reduktionspotential der NOx-Emissionen liegt beim LH2-Antrieb ebenfalls auf
EEV-Niveau [GEIER 00]. Inwiefern dies alleinig durch motorische Maßnahmen möglich sein
wird oder ob hierzu ein Speicherkatalysator (Speichermedium Bariumoxid bzw. -carbonat)
notwendig sein wird, kann derzeit noch nicht mit Sicherheit vorausgesagt werden [PREIS 99].
Beim Dieselantrieb wird angenommen, daß heute EU3- und bezogen auf den Zeithorizont 2010
EU4-Standards eingehalten werden. Zur Reduzierung der NOx-Emissionen wird der Dieselantrieb zukünftig neben dem Oxidationskatalysator auch noch einen DeNOx- bzw. NOxSpeicherkatalysator benötigen. Eine Besonderheit bei der Sachbilanzierung der Dieselemissionen stellt der Summengrenzwert für HC- und NOx-Emissionen innerhalb des EU3- bzw. EU4Standards dar. Für die Bilanzierung der Dieselantriebsemissionen wird unterstellt, daß sich der
Summenwert zu 0,06 (EU3) bzw. 0,05 g/km (EU4) auf die HC- und zu 0,5 (EU3) bzw.
0,25 g/km (EU4) auf die NOx-Emissionen aufteilt. Die beim Dieselantrieb zusätzlich auftretenden Partikelemissionen sowie gesetzlich nichtlimitierte Abgasemissionen wie Benzol, Aldehyde oder polyzyklisch aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH) können insbesondere die Umweltkategorie der Toxizität beeinflussen (vgl. Abschnitt 3.3.8). Mangels detaillierter Abschätzungen zur heutigen und zukünftigen Höhe dieser Emissionen unterbleibt jedoch ein Ausweis
des Toxizitätspotentiales innerhalb dieses Antriebsvergleiches.
SEITE 132
Die bisher betrachteten Emissionen sind vom absoluten Kraftstoffverbrauchsniveau der Fahrzeuge näherungsweise unabhängig. Daneben treten beim Fahrzeugbetrieb noch verbrauchsabhängige CO2- und SO2-Emissionen auf (Tabelle 7.2). Die der Bilanz zugrunde liegenden CO2und SO2-Faktoren sind in Tabelle 7.1 angegeben. Die Höhe der SO2-Emissionen hängt vom
Schwefelgehalt des Kraftstoffes ab. Für heutigen Ottokraftstoff (Super Benzin) wird ein
Schwefelgehalt von 150 ppm und zukünftig 10 ppm, für heutigen Dieselkraftstoff 350 ppm und
zukünftig 30 ppm angenommen. Im Vergleich zu den SO2-Emissionen der Kraftstoffbereitstellung zeigt jedoch der SO2-Ausstoß des Fahrzeugbetriebes eine untergeordnete Bedeutung.
Tabelle 7.2: Emissionen während der Fahrzeugnutzung
FAHRZEUG
EmissionsStandard
EU3 (1)
EU4 (1)
EU3 (1,5)
EU4 (1,5)
EU4 (1)
EEV (1)
EU4 (1)
EEV (1)
0/0/EU3 (2)
0/0/EU4 (2)
CO
HC
NOx NMHC CH4 CO2 (6)
alle Emissionen in [g/100 kmNEFZ]
20
15
--18 700
10
8
--14 000
(3)
(3)
6
50
--14 720
5(4)
25(4)
--13 100
10
8
--14 260
-4
1,5
30
10 670
10
8
--14 700
-4
1,5
30
10 990
0
15
--0
0
8
--0
SO2 (6)
BENZIN heute
230
1,8130
BENZIN 2010
100
0,0903
DIESEL heute
64
3,2600
DIESEL 2010
50
0,2485
LNG(BRD) heute
100
0
LNG (BRD) 2010
-0
LNG(Alg.) heute
100
0
LNG (Alg.) 2010
-0
LH2 heute
0
0
LH2 2010
0
0
(1)
Abschätzung nach [HECK 99]
(2)
Abschätzung nach [SCHUEERS 99]
(3)
Verteilungsannahme der HC & NOx-Summenemission EU3: (0,06 g/km HC; 0,5 g/km NOx)
(4)
Verteilungsannahme der HC & NOx-Summenemission EU4: (0,05 g/km HC; 0,25 g/km NOx)
(5)
Partikelemissionen Diesel EU3: 0,05 g/km; EU4: 0,025 g/km
(6)
Basierend auf CO2- und SO2-Faktoren aus Tabelle 7.1
7.2.3
Szenarien der Energieträgerbereitstellung
Die Vorteilhaftigkeit eines Fahrzeugantriebes hängt nicht nur von der Verbrauchs- und Emissionsbilanz des Antriebes sondern insbesondere auch von den vorgelagerten Ketten der Energieträgerbereitstellung ab. Gegenüber den fossilen Kraftstoffen Benzin, Diesel und LNG (außer
LNG aus Biomasse) bietet der Kraftstoff LH2 das Potential aus regenerativer Primärenergie
erzeugt zu werden (Bild 7.2). Hierbei wird elekrischer Strom aus Wind-, Wasser-, Geothermieoder Solarkraft zur Wasserelektrolyse mit anschließender Verflüssigung genutzt. Bei Transport
und Endverteilung zeigen sowohl die Benzin- und Dieselkraftstoffe als auch die flüssigen
Kraftstoffe LNG und LH2 weitgehende Infrastrukturanalogien auf. Im folgenden werden für die
Kraftstoffe Benzin, Diesel, LNG und LH2 verschiedene Bereitstellungsszenarien aufgezeigt.
Exploration fossiler und
nuklearer Primärenergie
Erdöl
Erdgas
Kohle- Uranerz
erz
SEITE 133
Exploration
regenerative Primärenergie
Wasser
Wind
Geothermie
Sonne
Transport
Sekundärenergiebereitstellung
Sekundärenergiebereitstellung
Strom
Tertiarenergiebereitstellung
(Elektrolyse, Verflüssigung)
Benzin Diesel LNG
Endverteilung
LH2
Endverteilung
Bild 7.2: Bereitstellungsschema für die Kraftstoffe Benzin, Diesel, LNG und LH 2
7.2.3.1
Konventioneller Benzin- und Dieselkraftstoff
Die Prozeßkette der Benzin- und Dieselbereitstellung umfaßt die Exploration, Förderung, Aufbereitung und Verteilung des Erdöls bis zum Raffineriestandort und die Endverteilung der
Kraftstoffe (Bild 7.3). Das Erdöl aus den verschiedenen Förderländern wird per Tanker nach
Deutschland transportiert. Dort wird es über Pipelines zu den Raffineriestandorten gepumpt
und weiterverarbeitet. Die wesentlichen Herkunftsländer für den deutschen Erdölmix sind die
GUS-Staaten, Großbritannien, Norwegen, Lybien und Saudi Arabien [GABI 99/1]. Die zentralen Prozesse der Benzin- bzw. Dieselbereitstellung, die Erdölexploration und -förderung sowie
die Raffination des gewonnenen Rohöls sind in Anhang A 5.1.1 und A 5.1.2 beschrieben. Im
Rahmen dieser Bilanzierung wird bei der Benzin- und Dieselbereitstellung mit den vom IKP
erhobenen Sachbilanzdaten gerechnet [IKP 99/1]. Für bleifreies Superbenzin bzw. Diesel errechnen sich hieraus Bereitstellungswirkungsgrade für die BRD von 85,5 bzw. 87,2 %, bezogen auf den jeweiligen unteren Heizwert des Kraftstoffes. Es wird davon ausgegangen, daß sich
bis 2010 keine wesentlichen Änderungen in der Bereitstellung ergeben. Inwiefern erhöhte Raffinationsaufwendungen zur Bereitstellung schwefelarmer Kraftstoffe [NIERHAUVE 99] durch
effizientere Förderungs- und Transportprozesse kompensiert werden, kann im Rahmen dieser
Bilanz nicht abgeschätzt werden und sollte Gegenstand weitergehender Untersuchungen sein.
Rohölexploration,
-förderung &
Rohöl
-aufbereitung
(Importmix BRD)
Transport
(Hochseetanker,
Rohöl
Binnenschiff,
Pipeline)
Benzin
Raffination
Diesel
SEITE 134
Endverteilung
(Lkw-Logistik,
Tankstelle)
Bild 7.3: Prozeßkette der Benzin- und Dieselbereitstellung
7.2.3.2
Flüssigerdgas (LNG)
Für die Bereitstellung von LNG wird einerseits ein Energiepfad aufgezeigt, bei dem Erdgas aus
dem Importmix Deutschland zentral in der BRD verflüssigt und über LNG-Lkw verteilt wird.
Andererseits wird der Energiepfad eines Direktimportes dargestellt, bei dem bereits im Gewinnungsland Algerien Erdgas verflüssigt, mittels LNG-Tanker nach Deutschland transportiert und
ebenfalls über Lkw zur LNG-Tankstelle verteilt wird. Insgesamt wird im Rahmen dieser Bilanzierung davon ausgegangen, daß sich sowohl durch LNG- als auch durch LH2-Antriebe je 5 %
der Benzin- und Dieselneufahrzeuge bis zum Jahr 2010 substituieren lassen. Hieraus leiten sich
Vorgaben bezüglich der kapazitiven Auslegung der Kraftstoffbereitstellungs-Prozeßanlagen ab.
LNG via Erdgasimportmix BRD heute
Als Energieträger für das Bereitstellungsszenario „LNG via Erdgasimportmix BRD heute“
dient das aus den Förderländern GUS-Staaten, Niederlande, Deutschland, Norwegen, Frankreich, Dänemark und Großbritannien über Pipelines bezogene Erdgas (Bild 7.4). Der Mix
(Prozeßbeschreibung in Anhang A 5.2.1) umfaßt die Exploration, Förderung, Aufbereitung und
die Verteilung bis zum Endabnehmer inklusive der Verluste durch Bohrungstests, Leckagen
und Abfackeln (Explosionsschutz). Der energetische Bereitstellungswirkungsgrad der Erdgasförderung ergibt sich inklusive des Pipelinetransports nach Deutschland zu 95,4 %. In
Deutschland wird das Erdgas einem zentralen Verflüssiger (Anhang A 5.2.3) zugeführt. Dieser
arbeitet mit einem mechanischen Wirkungsgrad von 97 % und bezieht seine Antriebsenergie
aus einem Erdgaskraftwerk (Anhang A 5.2.4), das als kombiniertes GuD-Kraftwerk ausgeführt
ist (ηheute 50 %). Die Verteilung des LNG erfolgt zum heutigen Zeitpunkt über einen konventionell mit Diesel betriebenen LNG-Tanklastkraftwagen (Anhang A 5.2.6) über eine mittlere
Entfernung von 300 km (einfach) bis zur LNG-Tankstelle (Anhang A 5.2.7). Das durch den
Wärmeeintrag verdampfende LNG wird durch einen Druckanstieg ausgeglichen, so daß keine
stofflichen Verluste beim Lkw-Transport auftreten. Be- und Entladeverluste sind gemäß
[BAUER 96] vernachlässigbar. Insgesamt ergibt sich für LNG frei Abnehmer Tankstelle
Deutschland ein energetischer Bereitstellungswirkungsgrad in Höhe von 88,8 %.
Erdgasexploration,
-förderung &
Erdgas
-aufbereitung
(Importmix BRD)
Transport
nach BRD Erdgas
(Pipeline)
Verflüssigung
LNG
(BRD)
SEITE 135
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LNG 2010)
Tankstelle
Bild 7.4: Prozeßkette der LNG-Bereitstellung via Erdgasimportmix BRD (heute und 2010)
LNG via Erdgasimportmix BRD 2010
Gegenüber dem Szenario „LNG via Erdgasimportmix BRD heute“ (Bild 7.4) wird für das zukünftige Szenario eine Erhöhung des Verflüssigungswirkungsgrades von 97 auf 97,8 %
(Anhang A 5.2.3) sowie eine Steigerung des GuD-Kraftwerkwirkungsgrades von 50 auf 60 %
(Anhang A 5.2.4) angenommen. Die Verteilung des LNG erfolgt zukünftig über einen mit LNG
betriebenen LNG-Lastzug (Anhang A 5.2.6), der das im Tank verdampfende LNG nutzt. Der
zukünftig zu erwartende Bereitstellungswirkungsgrad für LNG, frei Abnehmer Tankstelle
Deutschland, beträgt bei diesem Szenario insgesamt 90,7 %.
LNG via LNG-Import Algerien heute
Als Energieträger für das Bereitstellungsszenario „LNG via LNG-Import Algerien heute“ dient
das aus dem Förderland Algerien gewonnene Erdgas (Anhang 5.2.2) mit einem Bereitstellungswirkungsgrad von 96,5 % (Bild 7.5). Das algerische Erdgas wird zentral vor Ort verflüssigt (ηel 97 %; Anhang A 5.2.3). Der elektrisch betriebene Verflüssiger bezieht seine Antriebsenergie wiederum aus einem GuD-Erdgaskraftwerk (ηheute 50 %; Anhang A 5.2.4). Anschließend wird das LNG mit einem 125 000 m³-Tanker über eine Entfernung von 3500 km (einfach)
zum Verladehafen (Wilhelmshaven) nach Deutschland transportiert. Der über eine Dampfturbine angetriebene Hochseetanker wird sowohl mit schwerem Dieselöl als auch mit dem durch
den Wärmeeintrag verdampfenden LNG (Boil-Off) angetrieben (ηTurbine 30 % [ENGESSER 86];
Boil-Off 0,15 %/d; 20,8 % Diesel-, 79,2 % Erdgasbetrieb Anhang A 5.2.5). Die Verteilung des
LNG zur LNG-Tankstelle (Anhang A 5.2.7) erfolgt über eine mittlere Entfernung von 500 km
(einfach) über den konventionell mit Diesel betriebenen LNG-Tanklastkraftwagen (Anhang
A 5.2.6). Über die gesamte Bereitstellungskette für heutiges LNG aus Algerien ergibt sich ein
primärenergetischer Wirkungsgrad von 87,6 %.
Erdgasexploration,
-förderung &
Erdgas
-aufbereitung
(Algerien)
Verflüssigung
LNG
(Algerien)
LNG-Tanker
Alg. - BRD
LNG
(Diesel &
LNG-Antrieb)
Bild 7.5: Prozeßkette der LNG-Bereitstellung via LNG Algerien (heute und 2010)
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LNG 2010)
Tankstelle
SEITE 136
LNG via LNG-Import Algerien 2010
Gegenüber dem Szenario „LNG via LNG-Import Algerien heute“ (Bild 7.5) erhöht sich beim
Zukunftsszenario wiederum der Verflüssigungswirkungsgrad von 97 auf 97,8 % (Anhang
A 5.2.3) sowie der GuD-Kraftwerkwirkungsgrad von 50 auf 60 % (Anhang A 5.2.4). Der
Hochseetransport erfolgt zukünftig mit einem 200 000 m³-Tanker der sowohl mit schwerem
Dieselöl als auch mit verdampftem LNG betrieben wird (ηTurbine 33 %; Boil-Off 0,10 %/d;
24,1 % Diesel-, 75,9 % Erdgasbetrieb, Anhang A 5.2.5). Die Verteilung des LNG basiert 2010
auf einem LNG-betriebenem Lkw (Anhang A 5.2.6). Der gesamte primärenergetische Bereitstellungswirkungsgrad ergibt sich 2010 für LNG aus Algerien zu 89,8 %.
7.2.2.3
Flüssigwasserstoff (LH2)
Für die Bereitstellung von LH2 werden im folgenden zwei grundsätzlich unterschiedliche
Möglichkeiten untersucht. Zum einen werden Szenarien einer LH2-Gewinnung auf Basis des
Primärenergieträgers Erdgas dargestellt. Zum anderen werden verschiedene Szenarien einer
LH2-Erzeugung über Wasserelektrolyse aus elektrischem Strom aufgezeigt. Von wesentlicher
Umweltrelevanz ist hierbei die Art der Stromerzeugung. Die heutigen Szenarien der Stromgenerierung werden dabei anhand der existenten Strommixe verschiedener Erzeugerländer untersucht. Zukünftig wird aufgezeigt, inwiefern durch den Zubau regenerativer Stromkraftwerke
eine Verbesserung des Ökoprofils der LH2-Bereitstellung erzielt werden kann. In diesem Zusammenhang gilt es zudem Wege aufzuzeigen, wie der im Erzeugerland gewonnene Strom
bzw. der bereits verflüssigte Wasserstoff nach Deutschland transportiert werden kann.
LH2 via Steamreformer Erdgas heute
In diesem Bereitstellungsszenario wird LH2 aus dem in Deutschland verfügbaren Erdgasmix,
d.h. auf fossiler Basis, über Dampfreformierung gewonnen (Bild 7.6). Im heutigen Szenario
beträgt der energetische Wirkungsgrad des autothermen Erdgas-Steamreformers 81,5 %
(Anhang A 5.3.1). Der hierin nicht berücksichtigte Wirkungsgrad des deutschen Erdgasimportmixes liegt bei 95,4 %. In einem Verdichter (ηel 60 %) findet eine Drucksteigerung auf das
nötige Eingangsdruckniveau (ca. 20 - 23 bar) des Großverflüssigers statt. Der Joule-ThompsonVerflüssiger (Anhang A 5.3.8) reduziert die Temperatur des Wasserstoffs in mehreren Stufen
auf -253 °C. Der elektrische Verflüssigungswirkungsgrad liegt im heutigen Szenario bei
68,1 %. Durch Diffusion und Leckage werden stoffliche Verluste in Höhe von 4,3 Gew.-%
verursacht. Der Transport des LH2 von dem zentral in Deutschland gelegenen Großverflüssiger
SEITE 137
zur durchschnittlich 300 km entfernten Tankstelle erfolgt im heutigen Szenario in dieselbetriebenen LH2-Tanklastzügen (Anhang A 5.3.10). Das im Tank verdampfende LH2 wird durch
einen Druckanstieg ausgeglichen, so daß keine stofflichen Verluste beim Lkw-Transport auftreten. Be- und Entladeverluste sind nach [ANGLOHER 99] ebenso vernachlässigbar. Der elektrische Wirkungsgrad der LH2-Tankstelle (Anhang A 5.3.11) beträgt 99,6 %. Verdichter, Verflüssiger und Tankstelle werden aus dem heutigen deutschen Strommix (gheute 29,5 %, Anhang A
5.3.2) gespeist. Insgesamt ergibt sich für heutiges LH2 via Erdgassteamreformer frei Abnehmer
Tankstelle Deutschland ein primärenergetischer Bereitstellungswirkungsgrad von 35,9 %.
ErdgasbereitErdgas
stellung BRD
(Importmix BRD)
SteamReformer & GH2
Verdichtung
Verflüssigung LH2
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Tankstelle
Bild 7.6: Prozeßkette der LH2-Bereitstellung via Steamreformer Erdgas (heute und 2010)
LH2 via Steamreformer Erdgas 2010
Gegenüber dem heutigen Szenario wird im Szenario „LH2 via Steamreformer Erdgas 2010“
(Bild 7.6) von einer Wirkungsgradsteigerung des Steamreformerprozesses von 81,5 auf 82,5 %
(Anhang A 5.3.1) sowie einer Erhöhung des Verflüssigerwirkungsgrades von 68,1 auf 72,9 %
(Anhang A 5.3.8) ausgegangen. Die Verteilung des LH2 erfolgt zukünftig über einen mit einer
Niedertemperatur-Brennstoffzelle (PEM: Proton Exchange Membrane) betriebenen LH2Tanklastzug (Anhang A 5.3.10), der das im Tank verdampfende LH2 nutzt. Verdichter, Verflüssiger und Tankstelle beziehen den benötigten Strom aus dem deutschen Strommix des Jahres 2010 (g2010 32,6 %, Anhang A 5.3.2). Der zukünftig zu erwartende Bereitstellungswirkungsgrad für LH2 frei Abnehmer Tankstelle Deutschland beträgt insgesamt 39,6 %.
LH2 via Strommix Deutschland heute
Im heutigen Szenario einer „LH2-Bereitstellung via Strommix Deutschland“ wird Wasserstoff
in einem alkalischen Niederdruckelektrolyseur gewonnen (Bild 7.7), der aus dem deutschen
Strommix gespeist wird (gheute 29,5 %, Anhang A 5.3.2). Der heutige Niederdruckelektrolyseur
(Anhang A 5.3.7) weist einen elektrischen Wirkungsgrad von 66,5 % auf und erzeugt Wasserstoff mit einem Ausgangsdruck zwischen 2 und 5 bar. Zur Erzielung des für den H2Verflüssiger erforderlichen Eingangdruckniveaus zwischen 20 und 23 bar wird ein elektrisch
betriebener Verdichter (ηel 60 %) zwischengeschaltet. Die großtechnische Verflüssigungsanlage (ηel 68,1 %; Anhang A 5.3.8) ist wiederum zentral in Deutschland aufgestellt. Der Transport
SEITE 138
des LH2 zur 300 km entfernten Tankstelle (Anhang A 5.3.11) erfolgt in dem dieselbetriebenen
LH2-Tanklastzug (Anhang A 5.3.10). Neben dem Elektrolyseur beziehen auch Verdichter, Verflüssiger und Tankstelle ihren Energiebedarf aus dem deutschen Strommix. Der Bereitstellungswirkungsgrad für heutiges LH2 via Strommix Deutschland beträgt 15,3 %.
Strombereitstellung
(Mix BRD heute Strom
Windkraft 2010)
Elektrolyse &
GH2
Verdichtung
Verflüssigung LH2
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Tankstelle
Bild 7.7: Prozeßkette der LH2-Bereitstellung via Strommix BRD heute bzw. Windkraft 2010
LH2 via Windkraft Deutschland 2010
Im zukünftigen Szenario wird davon ausgegangen, daß durch den Zubau von Windkraftanlagen
regenerativ erzeugter Strom für den Betrieb der küstennah angesiedelten Elektrolyse-, Verdichtungs- und Verflüssigungsanlagen zur Verfügung steht (Bild 7.7). Die auf See installierten
Offshore-Windkraftwerke erzielen 2010 einen energetischen Wirkungsgrad von 44 % (Anhang
A 5.3.3). Durch den Übergang von einem alkalischen Nieder- auf einen Hochdruckelektrolyseur (ηel 69 %; Anhang A 5.3.7) im Jahr 2010 kann auf den mit Verlusten behafteten Verdichter verzichtet werden. Die Verflüssigung basiert 2010 auf dem bekannten H2-Kaskadenverflüssiger mit einem Wirkungsgrad von 72,9 % (Anhang A 5.3.8). Für den Transport zur
nunmehr im Mittel 500 km entfernten Tankstelle (Anhang A 5.3.11) kommt wieder der über
Brennstoffzellen angetrieben LH2-Lkw (Anhang A 5.3.10) zum Einsatz. Für die gesamte Energiekette ergibt sich ein primärenergetischer Bereitstellungswirkungsgrad von 23,9 %.
LH2 via Strommix Kanada heute
In diesem Energieszenario wird LH2 vor Ort aus kanadischem Strommix (gheute 41,5 %, Anhang
A 5.3.2) über die bereits erläuterten Elektrolyse-, Verdichtungs- und Verflüssigungsprozesse
(Anhang A 5.3.7 und A 5.3.8) gewonnen (Bild 7.8). Der kanadische Strommix setzt sich dabei
im wesentlichen wie folgt zusammen: 58,1 % Wasser-, 19,8 % Steinkohle- und 19,2 % Kernkraft. Der Transport des flüssigen Wasserstoffs von Kanada zum 11 000 km entfernten Zielterminal in Deutschland (Wilhelmshaven) erfolgt im heutigen Szenario über dieselbetriebene
Hochseetanker mit einem Fassungsvermögen von ca. 1000 t LH2 (η 50 %; Anhang A 5.3.9).
Das LH2 wird dabei in sogenannten Barge-Behältern gespeichert, die so konzipiert sind, daß sie
inklusive LH2-Füllung vom Hafen auf den Hochseetransporter verladen werden können. Bei
der Befüllung der H2-Speicher sowie beim Verladen der Tanks (Hafenliegezeit 1 Tag) wird in
SEITE 139
Anlehnung an [ANGLOHER 99] davon ausgegangen, daß keine stofflichen Verluste auftreten.
Die theoretischen Boil-Off-Verluste der vakuumsuperisolierten Barge-Behälter betragen
0,15 %/d und werden im heutigen Szenario über einen Druckanstieg kompensiert. Der Transport des LH2 vom Zielterminal zu den durchschnittlich 500 km entfernten Tankstellen (Anhang
A 5.3.11) erfolgt in dem bekannten LH2-Tanklastzug mit Dieselantrieb (Anhang A 5.3.10). Der
Bereitstellungswirkungsgrad für heutiges LH2 via Strommix Kanada beträgt insgesamt 20,7 %.
Strombereitstellung
(Mix Kanada heute Strom
Wasserkraft 2010)
Elektrolyse,
Verdichtung,
LH2
Verflüssigung
(Kanada)
LH2-Tanker
Kanada - BRD
LH2
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Tankstelle
Bild 7.8: Prozeßkette der LH2-Bereitstellung via Strommix Kanada heute bzw. Wasserkraft 2010
LH2 via Wasserkraft Kanada 2010
Seit 1989 wird im Rahmen des von der Europäischen Kommission und der Regierung von
Québec initiierten Euro-Québec Hydro-Hydrogen Pilot Project (EQHHPP) die ökologische
und ökonomische Machbarkeit für die elektrolytische Erzeugung von Wasserstoff aus 100 MW
Hydrokraftwerken in Québec, dessen Verflüssigung, transatlantischer Transport, Verteilung
und Anwendung in Europa untersucht [ALTMANN 98]. In Anlehnung an das EQHHPP wird im
kanadischen Zukunftsszenario (Bild 7.8) der Strom aus regenerativer Wasserkraft gewonnen
(g2010 88 %, Anhang A 5.3.4). Die elektolytische Erzeugung des Wasserstoffs (Hochdruckelektrolyseur; ηel 69 %; Anhang A 5.3.7) und dessen Verflüssigung (ηel 72,9 %; Anhang A
5.3.8) erfolgt in Kanada vor Ort. Für den Hochseetransport des LH2 kommt im Zukunftsszenario ein Barge-Carrier mit Brennstoffzellenantrieb (PEM) zum Einsatz, der größtenteils über den
LH2-Boil-Off betrieben wird (η 60 %; Anhang A 5.3.9). Die Verteilung zur LH2-Tankstelle
(Anhang A 5.3.11) wird über brennstoffzellenbetriebene LH2-Lkw durchgeführt (Anhang A
5.3.10). Der Bereitstellungswirkungsgrad für LH2 frei Tankstelle Deutschland beträgt 42,5 %.
LH2 via Strommix Island heute
Island nutzt bereits schon heute fast ausschließlich regenerative Energiequellen zur Stromerzeugung. Der isländische Strommix (gheute 67,2 %, Anhang A 5.3.2) bezieht seine Energie zu
93,2 % aus Wasserkraft und zu 6,7 % aus Geothermie. Das heutige Szenario einer LH2Bereitstellung aus Island lehnt sich an das kanadische Szenario an und unterscheidet sich gegenüber diesem lediglich durch Abweichungen in der Strombereitstellung sowie durch die auf
4000 km verkürzte Transportstrecke des LH2-Barge-Carriers (Bild 7.9). Der primärenergetische
Bereitstellungswirkungsgrad beträgt 33,7 %.
Strombereitstellung
(Mix Island heute Strom
Wasserkraft 2010)
Elektrolyse,
Verdichtung,
LH2
Verflüssigung
(Island)
LH2-Tanker
Island - BRD
LH2
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
SEITE 140
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Tankstelle
Bild 7.9: Prozeßkette der LH2-Bereitstellung via Strommix Island heute bzw. Wasserkraft 2010
LH2 via Wasserkraft Island 2010
Die Stromerzeugung erfolgt in diesem Szenario aus isländischer Wasserkraft (g2010 88 %, Anhang A 5.3.4). Mit Ausnahme des auf 4000 km verkürzten Hochseetransportes ist diese Prozeßkette mit dem kanadischen Wasserkraftszenario für 2010 identisch (Bild 7.9). Insgesamt
ergibt sich für das Jahr 2010 ein Bereitstellungswirkungsgrad in Höhe von 45,6 %.
LH2 via Strommix Norwegen heute
Mit einem Wasserkraftanteil von 99,1 % und einem Windkraftanteil von 0,2 % an der Stromerzeugung bezieht Norwegen bereits schon heute seinen Strom (gheute 76,8 %, Anhang A 5.3.2)
fast vollständig aus regenerativen Primärenergien (Bild 7.10). Der Strom wird über eine sogenannte Hochspannungs-Gleichstrom-Übertragung (HGÜ) nach Deutschland geleitet (Anhang
A 5.3.6). Der 1300 km lange Leitungstransport teilt sich zu 1100 km auf eine HGÜ-Freileitung
und zu 200 km auf eine unipolare HGÜ-Seeleitung auf. Die sich im Vergleich zur DrehstromHochspannungs-Übertragung ergebenden Vorteile beruhen darin, daß bei diesem Verfahren nur
die Wirkleistung übertragen wird und dadurch die Verluste geringer ausfallen [ANGLOHER 99].
Insgesamt erzielt die HGÜ von Norwegen nach Deutschland einen Wirkungsgrad von 91,9 %.
In Deutschland erfolgt die LH2-Erzeugung und Verteilung zur 300 km entfernten Tankstelle in
Anlehnung an die aus dem Szenario „LH2 via Strommix BRD heute“ bekannten Prozesse. Der
gesamte Bereitstellungswirkungsgrad beträgt für LH2 via Strommix Norwegen 36,2 %.
Strombereitstellung
(Mix Norw. heute Strom
Wasserkraft 2010)
HGÜ
Strom
Norw. - BRD
Elektrolyse,
Verdichtung,
LH2
Verflüssigung
(BRD)
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Tankstelle
Bild 7.10: Prozeßkette der LH2-Bereitstellung via Strommix Norwegen heute bzw. Wasserkraft 2010
LH2 via Wasserkraft Norwegen 2010
Im Unterschied zum heutigen Norwegenszenario wird 2010 davon ausgegangen, daß durch den
Zubau von Wasserkraftwerken der Strom zu 100 % aus regenerativer Wasserkraft bezogen
werden kann (g2010 88 %, Anhang A 5.3.4). Der Stromtransport erfolgt wiederum über die
1300 km lange HGÜ (Anhang A 5.3.6) nach Deutschland (Bild 7.10). Die LH2-Gewinnung und
Verteilung lehnt sich an das Szenario „LH2 via Windkraft BRD 2010“ an, wobei die mittlere
SEITE 141
Entfernung für den Lkw-Transport des LH2 vom Verflüssiger zur Tankstelle mit 300 km angenommen wird. Der Gesamtwirkungsgrad der LH2-Bereitstellung beträgt 44,3 %.
LH2 via Solarthermie Nordafrika heute (59 % solar, 41 % Erdgaszufeuerung)
In diesem Szenario erfolgt die Stromgewinnung über ein solarthermisches Parabolrinnenkraftwerk, das zur Aufrechterhaltung einer kontinuierlichen Stromproduktion über eine Erdgaszufeuerung (41 %) verfügt (Bild 7.11). Großtechnische Parabolrinnenkraftwerke mit einer Gesamtleistung von 354 MWel existieren bereits heute in der kalifornischen Mojave-Wüste
[BMWPD 97]. Diese Technik läßt sich prinzipiell auch auf den Standort Nordafrika (z.B. Algerien) übertragen. Der solarthermische Teil des heutigen Parabolrinnenkraftwerkes weist einen energetischen Gesamtwirkungsgrad von 12,4 % auf (Anhang A 5.3.5). Die fossile Zufeuerung erfolgt über ein GuD-Erdgaskraftwerk mit einem heutigen Wirkungsgrad von 50 %
(Anhang A 5.2.4). Der Strom wird über eine HGÜ (Anhang A 5.3.6) mit einer Gesamtlänge
von 3500 km nach Deutschland geführt (3300 km HGÜ-Freileitung, 200 km unipolare HGÜSeeleitung). Die energetischen Verluste der HGÜ liegen bei 17,2 % (η 82,8 %). In Deutschland
findet eine Konvertierung der elektrischen Energie zu LH2 sowie dessen Verteilung (300 km)
zur LH2-Tankstelle analog zu den Prozessen des heutigen Norwegenszenarios statt. Der primärenergetische Gesamtwirkungsgrad dieser Bereitstellungskette liegt bei 7,6 %.
Strombereitstellung
Nordafrika
Strom
(59 % solar heute
100 % solar 2010)
HGÜ
Strom
Afrika - BRD
Elektrolyse,
Verdichtung,
LH2
Verflüssigung
(BRD)
Lkw-Transport
(Diesel heute,
LH2 BZ 2010)
Tankstelle
Bild 7.11: Prozeßkette der LH2-Bereitstellung via Solarthermie Nordafrika heute bzw. 2010
LH2 via Solarthermie Nordafrika 2010 (100 % solar)
Für das Zukunftsszenario wird angenommen, daß einerseits das Verfahren der solaren Direktdampferzeugung (Direct Steam Generation) sowie andererseits Salzspeicher zur Aufrechterhaltung einer kontinuierlichen Stromproduktion zur Verfügung stehen (Anhang A 5.3.5). Die
fossile Zufeuerung wird deshalb 2010 nicht mehr benötigt, so daß die Stromerzeugung zu
100 % auf der Basis von regenerativer Sonnenenergie − mit einem zukünftigen Wirkungsgrad
von 14,7 % − erfolgen kann (Bild 7.11). Der Strom wird wiederum über die 3500 km lange
HGÜ nach Deutschland geleitet. Hier erfolgen Elektrolyse, Verflüssigung und Lkw-Transport
zur Tankstelle gemäß dem zukünftigen Norwegenszenario. Für die gesamte Energiekette ergibt
sich ein Bereitstellungswirkungsgrad in Höhe von 6,7 %.
7.3
SEITE 142
Eine Wirkungsabschätzung wird für die Kategorien Energieaufwand, Ressourcenabbau, Treibhauspotential, Versauerungspotential, Eutrophierungspotential und photochemisches Oxidantienbildungspotential vorgenommen. Der relative Beitrag der ermittelten Kraftstoffbereitstellungs- und Fahrzeugemissionen aller betrachteten Antriebsalternativen zum stratosphärischen
Ozonabbau ist vernachlässigbar und wird im folgenden nicht betrachtet. Die Toxizitätspotentiale können aufgrund der unzureichenden Datenverfügbarkeit nicht ausgewiesen werden.
7.3.1
Kumulierter nichtregenerativer und regenerativer Energieaufwand
Der kumulierte Gesamtenergieaufwand umfaßt alle kumulierte nichtregenerative, d.h. fossile
und nukleare, sowie regenerative Primärenergien von der Kraftstoffbereitstellung bis zur Fahrzeugnutzung und ist in Bild 7.12 dargestellt. Während die konventionellen Benzin- und Dieselantriebe aber auch die LNG-Fahrzeuge näherungsweise vergleichbare Energieaufwendungen
verursachen, liegen die durch den höheren Bereitstellungsaufwand verursachten Energieauf-
Heute
2687
3000
2732
(nichtregenerativ und regenerativ)
2010
2500
Nutzung
406
394
423
752
454
212
210
227
290
203
500
286
228
304
1000
577
582
620
1500
Bereitstellung
1010
1368
2000
LH2 (Solarth. Nordafr.)
LH2 (Wasserkr. Norw.)
LH2 (Wasserkr. Island)
LH2 (Wasserkr. Kanada)
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
Benzin (Erdöl)
LH2 (Solar/Gas Nordafr.)
LH2 (Strommix Norw.)
LH2 (Strommix Island)
LH2 (Strommix Kanada)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
0
Benzin (Erdöl)
(nichtregenerativ und regenerativ)
wendungen der Wasserstoffalternativen signifikant höher.
Bild 7.12: Kumulierter nichtregenerativer und regenerativer Energieaufwand der Antriebsvarianten
SEITE 143
Bild 7.13 zeigt die Gesamtwirkungsgradwerte der Antriebsalternativen von der Gewinnung der
Kraftstoffe bis zur Energiebereitstellung an den antreibenden Rädern der Fahrzeuge. Auch hier
schneiden infolge der geringen energetischen Wirkungsgrade der regenerativen LH2Bereitstellung die fossil betriebenen Benzin-, Diesel- und LNG-Fahrzeuge besser ab. Das Dieselszenario nutzt die benötigte Energie sowohl in Bezug auf die Kraftstoffbereitstellung als
auch auf die Fahrzeugnutzung am effizientesten, dicht gefolgt vom zukünftigen LNG-Antrieb.
12,3
11,9
11,5
6,5
10,7
22,5
2010
1,8
1,8
10%
22,7
20,5
8,7
3,7
5,0
8,1
16,6
8,6
15%
20%
15,4
25%
16,9
20,9
Heute
23,6
30%
5%
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
Benzin (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
0%
Benzin (Erdöl)
Gesamtwirkungsgrad [%]
Gesamtwirkungsgrad
(Kraftstoffbereitstellung und Fahrzeugnutzung)
Bild 7.13: Gesamtwirkungsgrad der Antriebsvarianten (Kraftstoffbereitstellung und Nutzung)
7.3.2
Kumulierter nichtregenerativer Energieaufwand
Insbesondere bei dem hier durchgeführten Vergleich nichtregenerativer und regenerativer
Kraftstoffbereitstellungsszenarien besitzt der kumulierte Gesamtenergieaufwand nur eine äußerst eingeschränkte Aussagekraft. Durch die Addition der nichtregenerativen mit den regenerativen Energieaufwendungen wird suggeriert, daß der unwiderrufliche Verbrauch erschöpfbarer fossiler und nuklearer Energieressourcen mit der Inanspruchnahme regenerierbarer, d.h.
wiederkehrender und daher unerschöpflicher, Energiequellen vergleichbar ist. Daher kann zwar
eine gesamtenergetische Betrachtung nützlich sein, um Effizienzsteigerungspotentiale entlang
SEITE 144
der Prozeßkette aufzuzeigen, für die vergleichende ökologische Beurteilung ist sie jedoch
gänzlich ungeeignet. Aus diesem Grund wird in Bild 7.14 der kumulierte nichtregenerative
Energieaufwand der Antriebsalternativen als ökologischer Indikator herangezogen. Hier zeigt
sich, daß alleinig dem Wasserstoffantrieb das Potential zum Ausstieg aus der fossilen Energiewirtschaft zukommt, sofern der Wasserstoff zu 100 % aus regenerativem Strom gewonnen
wird. Wird der Strom dagegen teilweise aus fossiler Energie gewonnen, wie beispielsweise im
heutigen LH2-Szenario via Solarthermie Nordafrika (59 % solar, 41 % Erdgaszufeuerung), so
bewirkt der geringe Wirkungsgrad der gesamten Bereitstellungskette eine unvorteilhafte Multi-
1400
Heute
1200
1343
Kumulierter Energieaufwand (nichtregenerativ)
2010
Nutzung
Bereitstellung
3
3
3
3
3
200
LH2 (Windkr. BRD)
212
210
227
290
LNG (Algerien)
24
15
228
286
LNG (BRD Import)
400
304
600
203
420
800
448
577
700
1000
LH2 (Steamreformer)
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
Diesel (Erdöl)
0
Benzin (Erdöl)
(nichtregenerativ)
plikation der bei der Zufeuerung mit Erdgas benötigten fossilen energetischen Ressourcen.
Bild 7.14: Kumulierter nichtregenerativer Energieaufwand der Antriebsvarianten
Während der Dieselantrieb heute gegenüber dem Benzin- aber auch LNG-Fahrzeug energetische Einsparungen in Höhe von 19,2 (LNG BRD) bis 25 % (Benzin) realisieren kann, zeigt das
Dieselfahrzeug zukünftig nur noch einen Vorsprung von 8 %-Punkten gegenüber dem zukünftigen Benzinfahrzeug auf. Die LNG-Alternativen nähern sich zukünftig aufgrund ihrer effizienten Kraftstoffbereitstellung dem Dieselantrieb an. Während eine LH2-Bereitstellung via
Steamreformer bzw. deutschem Strommix heute zu fossilen Mehraufwendungen von 89,9 bzw.
SEITE 145
341,7 % führt, lassen sich bei der Bereitstellung aus regenerativer Wind-, Wasser- oder Solarthermiekraft zukünftig Einsparungen in Höhe von 99 % erzielen. Das verbleibende Restpotential in Höhe von 1 % resultiert u.a. aus der überwiegend nichtregenerativen deutschen Strombereitstellung im Jahr 2010 zur Betreibung der LH2-Tankstelle.
Heute
-99,0
-99,0
-99,0
-99,0
-99,0
+47,3
-30,4
-33,3
-31,0
-25,3
50%
+38,1
100%
-92,2
150%
-5,8
-4,5
200%
-25,0
0 (Referenz)
250%
+89,9
300%
2010
-95,0
350%
+130,3
+341,7
400%
0%
-50%
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
-100%
Benzin (Erdöl)
Relativer Unterschied [%]
Relativer Unterschied KEA nichtregenerativ
gegenüber Szenario ”Benzin heute”
Bild 7.15: Relativer Unterschied des kumulierten nichtregenerativen Energieaufwands im Vergleich
zum heutigen Benzinfahrzeug
7.3.3
Ressourcenabbau
Der energetische Ressourcenabbau ist in den Bildern 7.16 und 7.17 dargestellt. Für das Jahr
2010 zeigen sich beträchtliche Einsparungspotentiale sowohl für den Benzin- (25,3 %) und
Dieselantrieb (34,2 %) als auch für die regenerativ betriebenen LH2-Fahrzeuge (97,3 %). Die
wirtschaftlich abbaubaren Erdgasvorräte (Reserven) sind im Vergleich zu den Erdölvorkommen stärker begrenzt [BGR 99; EEI 99]. Aufgrund der gegenüber konventionellem Erdöl mehr
als doppelt so hohen konventionellen Erdgasressourcen, d.h. der heute noch unwirtschaftlichen
konventionellen Erdgasvorkommen, sowie der im Vergleich zu den nicht-konventionellen Erdölressourcen (Schweröl, Ölsand, Ölschiefer) um den Faktor 4 höheren nicht-konventionellen
Erdgasressourcen (v.a. Gashydrate und Aquifere) kann sich zukünftig bei veränderten Marktbedingungen allerdings eine deutliche Verschiebung zugunsten des Erdgasantriebes ergeben.
LNG (Algerien)
0,075
0,074
LH2 (Steamreformer)
0,217
LH2 (Strommix BRD)
0,299
0,006
0,003
0,108
Benzin (Erdöl)
0,041
Diesel (Erdöl)
0,036
LNG (BRD Import)
0,055
LNG (Algerien)
0,054
LH2 (Steamreformer)
0,152
0,001
0,001
0,001
0,001
0,001
SEITE 146
LH2 (Windkr. BRD)
Ressourcenabbau
0,040
LNG (BRD Import)
2010
-97,3
-97,3
Heute
-97,3
0,706
0,054
Diesel (Erdöl)
Bereitstellung
-97,3
-97,3
2010
LH2 (Windkr. BRD)
+180,2
0,80
LH2 (Steamreformer)
0,70
LNG (Algerien)
0,60
LNG (BRD Import)
-34,2
+1,9
-0,0
0,50
Diesel (Erdöl)
0,40
-25,3
0,30
+98,7
0,20
-89,7
-94,4
Benzin (Erdöl)
0,10
+450,3
Ressourcenabbau [-]
0,00
Heute
+36,7
+299,3 +1200,1
Relativer Unterschied Ressourcenabbau
0 (Referenz)
-25,9
+38,9
Bild 7.16: Ressourcenabbau der Antriebsalternativen (Bezug: wirtschaftlich gewinnbare Reserven)
1400%
1200%
Benzin (Erdöl)
1000%
800%
LH2 (Strommix BRD)
600%
LH2 (Steamreformer)
400%
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
200%
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
0%
-200%
Bild 7.17: Relativer Unterschied des Ressourcenabbaus im Vergleich zum heutigen Benzinfahrzeug
7.3.4
SEITE 147
Treibhauspotential
Die Ausprägung des Treibhauspotentiales (Bilder 7.18 und 7.19) korreliert erwartungsgemäß
sehr stark mit dem kumulierten nichtregenerativen Energieaufwand. Gegenüber dem Benzinreferenzfahrzeug weist der Dieselantrieb heute ein Reduktionspotential von 24,6 % auf. Trotz des
schlechteren Antriebswirkungsgrades zeigen die heutigen LNG-Antriebe infolge des günstigen
Kohlenstoff/Wasserstoff-Verhältnisses des Erdgases vergleichbare CO2-Reduktionspotentiale
auf (21,2 % LNG BRD; 22,8 % LNG Algerien). Zukünftig reduziert sich der CO2-Vorsprung
des Dieselantriebs gegenüber dem zukünftigen Benzinfahrzeug auf nur noch 7,7 %-Punkte.
Bezüglich des CO2-Ausstosses zeigen die zukünftigen LNG-Antriebe eindeutig Vorteile auf,
auch gegenüber dem Dieselantrieb (6,7 für LNG BRD bzw. 8,2 %-Punkte für LNG Algerien).
Weder eine LH2-Gewinnung über einen Erdgas-Steamreformer noch über Elektrolyse mittels
teilweise fossilem Strom in den Ländern Deutschland und Kanada vermag die CO2-Emissionen
zu reduzieren. Vielmehr würde eine LH2-Erzeugung auf Basis des deutschen Strommixes eine
Zunahme der CO2-Emissionen um 259,5 % bewirken. Über eine zukünftig vollständig regenerative Erzeugung des LH2 können dagegen die CO2-Emissionen um 99,1 % gesenkt werden.
Heute
90
2010
79,3
80
70
Nutzung
Bereitstellung
0,2
0,2
0,2
10
0,2
0,2
13,3
13,0
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
27,2
14,8
16,5
1,8
0,8
20
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
24,8
17,4
17,0
16,6
30
22,1
40
34,0
50
34,3
60
Bild 7.18: Treibhauspotential der Antriebsalternativen
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
0
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
Treibhauspotential [kg CO2-Äq.]
Treibhauspotential
SEITE 148
Heute
-99,1
-99,1
-99,1
-99,1
-99,1
+23,3
-41,1
-32,9
-39,6
-25,2
+12,2
-96,3
-92,0
50%
+55,5
100%
+54,1
0 (Referenz)
-24,6
150%
-21,2
-22,8
250%
200%
2010
+259,5
300%
0%
-50%
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
-100%
Benzin (Erdöl)
Relativer Unterschied Treibhauspotential
Bild 7.19: Relativer Unterschied des Treibhauspotentials im Vergleich zum heutigen Benzinfah rzeug
7.3.5
Das Versauerungspotential der Antriebsszenarien wird wiederum in absoluter und in relativer
Darstellung in den Bildern 7.20 und 7.21 gezeigt. Insbesondere aufgrund des weitaus höheren
Schwefelgehaltes (S) im heutigen Diesel (350 ppm S) liegen die versauerungsrelevanten Emissionen des Dieselantriebs um 72 % höher als die des heutigen Benzinfahrzeuges (150 ppm S).
Auch zukünftig wird das Benzinfahrzeug (10 ppm S) einen Vorsprung von 32,9 %-Punkten
gegenüber dem Dieselantrieb (30 ppm S) aufweisen. Die Versauerungsemissionen der Erdgasfahrzeuge zeigen bereits heute Vorteile zwischen 21,3 (LNG BRD) und 47,2 % (LNG Algerien) gegenüber dem Benzinszenario auf und können diesen Vorsprung zukünftig sogar noch auf
49,6 (LNG BRD) und 73,3 % (LNG Algerien) ausbauen. Das Reduktionspotential des regenerativ betriebenen Wasserstoffantriebs liegt mit 78,3 % am höchsten. Die nach der Ausschöpfung dieses Potentiales verbleibenden versauerungswirksamen Emissionen der zukünftigen
LH2-Antriebe resultieren zu über 91 % aus den NOx-Emissionen des Fahrzeuges. Die restlichen
Emissionen stammen aus der deutschen Strombereitstellung sowie den für die Aufrechterhaltung der Elektrolyse benötigten Natrium-, Kaliumhydroxid- und Schwefelsäureproduktionen.
Diesel (Erdöl)
-4,8
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
-78,3
-78,3
-78,3
-78,3
0,01
LH2 (Steamreformer)
0,07
LH2 (Strommix BRD)
0,20
0,47
0,05
0,01
0,04
Benzin (Erdöl)
0,02
Diesel (Erdöl)
0,03
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
0,01
0,01
LH2 (Steamreformer)
LH2 (Windkr. BRD)
0,05
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
SEITE 149
0,02
Nutzung
-78,3
LNG (Algerien)
Bereitstellung
+70,6
2010
LH2 (Windkr. BRD)
-73,3
0,05
LNG (BRD Import)
2010
LH2 (Steamreformer)
-49,6
0,03
-37,7
Diesel (Erdöl)
+31,9
Benzin (Erdöl)
Heute
Benzin (Erdöl)
-47,2
0,50
+80,1
0,45
+1553,8
0,40
0,35
0,30
+622,2
0,25
LH2 (Strommix BRD)
0,20
+144,8
Heute
LH2 (Steamreformer)
0,15
-47,2
0,10
LNG (Algerien)
-21,3
Relativer Unterschied Versauerungspotential
LNG (BRD Import)
+72,0
0,05
Diesel (Erdöl)
0 (Referenz)
Versauerungspot. [kg SO2-Äq.]
0,00
Benzin (Erdöl)
Bild 7.20: Versauerungspotential der Antriebsalternativen
1700%
1500%
1300%
1100%
900%
700%
500%
300%
100%
-100%
Bild 7.21: Rel. Unterschied des Versauerungspotentials im Vergleich zum heutigen Benzinfahrzeug
7.3.6
SEITE 150
Das in den Bildern 7.22 und 7.23 dargestellte Eutrophierungspotential der Antriebsszenarien
zeigt u.a. aufgrund seines NOx-Bezugs tendenziell eine ähnliche Ausprägung wie das Versauerungspotential auf. Auch hier schneidet der Dieselantrieb mit einem um 109,3 (heute) bzw.
17,6 % (2010) höheren Eutrophierungspotential wesentlich schlechter ab als das heutige Benzinfahrzeug. Zukünftig werden die Eutrophierungsemissionen des Benzinantriebs um weitere
36,6 % sinken. Bereits heute zeigen die Erdgasfahrzeuge mit Reduktionspotentialen in Höhe
von 50,9 (LNG BRD) und 40,3 % (LNG Algerien) deutliche Vorteile gegenüber dem heutigen
Benzinfahrzeug auf. Dieser Vorsprung wird zukünftig auf 74,2 (LNG BRD) bzw. 68,6 % (LNG
Algerien) ausgebaut. Die Eutrophierungsemissionen der heutigen Bereitstellungsszenarien für
LH2 via Kanada oder Island liegen ebenso wie die Versauerungsemissionen um ein Vielfaches
über dem heutigen Benzinantrieb. Die Ursache hierfür ist hauptsächlich in den NOx- und SO2Emissionen der heute noch mit Schweröl betriebenen Hochseetanker zu sehen. Diese werden
beim zukünftigen LNG-Tanker durch eine optimierte Dampfturbinenverbrennung sowie durch
die Senkung des Schwefelgehaltes reduziert. Der LH2-Tanker arbeitet zukünftig gänzlich emis-
0,035
2010
0,018 0,031
Heute
0,030
0,025
Nutzung
Bereitstellung
0,001
0,001
0,001
0,001
0,001
0,004
0,001
0,004
0,002
0,007
0,003
0,006
0,001
0,005
0,007
0,002
0,010
0,004
0,015
0,002
0,008
0,020
Bild 7.22: Eutrophierungspotential der Antriebsalternativen
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
Benzin (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
0,000
Benzin (Erdöl)
Eutrophierungspot. [kg Phosphat-Äq.]
sionsfrei, so daß das Eutrophierungspotential insgesamt um 71 % reduziert werden kann.
SEITE 151
-70,7
-70,7
-70,7
-70,7
-70,7
+18,5
-68,6
+17,6
-74,2
-36,6
100%
+81,7
200%
+82,1
300%
-50,9
-40,3
400%
+109,3
0 (Referenz)
500%
-28,6
600%
+67,8
+388,5
700%
2010
+714,4
Heute
800%
0%
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
-100%
Benzin (Erdöl)
Relativer Unterschied Eutrophierungspotential
Bild 7.23: Rel. Unterschied des Eutrophierungspotentials im Vergleich zum heutigen Benzinfahrzeug
7.3.7
Vorläufersubstanzen für den photochemischen Smog sind Stickstoffoxide (NOx), Kohlenwasserstoffe (HC) aber auch Kohlenmonoxid (CO). Bei den Benzin- und Dieselfahrzeugen fällt der
überwiegende Teil dieser Emissionen nicht bei der motorischen Verbrennung, sondern bei der
Kraftstoffbereitstellung an (Bild 7.24). Durch den Übergang von EU3- auf EU4-Emissionsgrenzwerte verringert sich das photochemische Oxidantienbildungspotential beim Benzin- um
38,0 und beim Dieselfahrzeug um 53,2 % (Bild 7.25). Die LNG-Fahrzeuge zeigen schon heute
Reduktionspotentiale zwischen 67,8 (LNG BRD) und 74,5 % (LNG Algerien) auf und weiten
diese zukünftig sogar auf 90,3 (LNG BRD) und 95,5 % (LNG Algerien) aus. Sowohl die LH2Erzeugung über Steamreformer als auch über Elektrolyse aus deutschem oder kanadischem
Strommix verursacht − inklusive Hochseetransport − nur relativ geringe Mengen an CO und
HC, so daß sich bereits hier Vorteile gegenüber dem heutigen und auch zukünftigen Benzinund Dieselszenario manifestieren. Durch eine ausschließlich regenerative Stromerzeugung und
den emissionsfreien Transport des Stroms via HGÜ bzw. des LH2 via Brennstoffzellentanker
und -Lkw läßt sich das Bildungspotential photochemischer Oxidantien um 99,9 % reduzieren.
LNG (BRD Import)
-38,0
-53,2
-90,3
LNG (Algerien)
-95,5
LH2 (Steamreformer)
-99,9
-99,9
-99,9
0,001
Benzin (Erdöl)
0,022
Diesel (Erdöl)
0,017
LNG (BRD Import)
LNG (Algerien)
0,003
0,002
LH2 (Steamreformer)
0,004
LH2 (Windkr. BRD)
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
SEITE 152
0,000
2010
-99,9
0,002
Nutzung
-99,9
0,009
Bereitstellung
2010
LH2 (Windkr. BRD)
-89,3
Diesel (Erdöl)
-96,8
LH2 (Strommix BRD)
0,009
0,005
0,005
Benzin (Erdöl)
-98,7
0,012
LNG (Algerien)
LH2 (Steamreformer)
0,036
Heute
-95,2
0,019
LNG (BRD Import)
0,040
-75,2
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
0,035
-87,2
0,030
-87,1
Heute
LH2 (Strommix BRD)
0,025
-74,5
LH2 (Steamreformer)
0,020
-67,8
LNG (Algerien)
0,015
LNG (BRD Import)
0,010
-46,2
0,005
0 (Ref.)
Relativer Unterschied Oxidantienbildungspotential
Diesel (Erdöl)
Oxidantienbildungspot. [kg Ethen-Äq.]
0,000
Benzin (Erdöl)
Bild 7.24: Photochemisches Oxidantienbildungspotential der Antriebsalternativen
60%
40%
20%
0%
-20%
-40%
-60%
-80%
-100%
Bild 7.25: Rel. Unterschied des Oxidantienpotentials im Vergleich zum heutigen Benzinfahrzeug
7.4
SEITE 153
Von wesentlicher Bedeutung, insbesondere für den Aufbau einer regenerativen Energieversorgung, ist nicht nur die Machbarkeit und ökologische Vorteilhaftigkeit der betrachteten Antriebsalternativen. Vielmehr wird sich die Entscheidung für oder wider einen Fahrzeugantrieb
sowohl an den damit verbundenen Kosten der Kraftstoffbereitstellung als auch an einem eventuell vom Fahrzeugkäufer zu entrichtenden Mehrpreis für die jeweilige Antriebsalternative orientieren. In Bild 7.26 ist eine überschlägige Kostenbetrachtung für die Bereitstellung der Kraftstoffe frei Tankstelle Deutschland aufgezeigt. Um eine fiskalpolitisch neutrale Vergleichbarkeit
der Energiekosten zu ermöglichen wurden Steueraufwendungen nicht erfaßt. Die Daten für den
Kostenvergleich [WOLF 99] wurden im Auftrag der BMW Group erhoben und finden in ähnlicher Form auch in dem industriellen Gemeinschaftsprojekt „Verkehrswirtschaftliche Energiestrategie (VES)“ Verwendung, an dem die Firmen Aral, BMW, DaimlerChrysler, MAN, RWE,
VW und Shell beteiligt sind [HUSS 98]. Das Ziel dieses, unter der Schirmherrschaft der deutschen Bundesregierung stehenden, Projektes ist es, 1 bis 2 zukunftsfähige alternative Kraftstoffe für den automobilen Einsatz zu identifizieren und deren Markteinführung vorzubereiten.
Kraftstoffkosten (steuerbereinigt)
3,91
2,80
3,49
4,15
4,45
5,72
10,00
4,33
3,09
15,00
15,89
11,29
20,00
33,98
32,44
14,68
25,00
14,08
16,79
Minimalkosten
24,83
30,00
2010
23,98
21,00
Unsicherheit
25,99
25,93
35,00
5,00
LH2 (Windkr. BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
Diesel (Erdöl)
Benzin (Erdöl)
LH2 (Strommix BRD)
LH2 (Steamreformer)
LNG (Algerien)
LNG (BRD Import)
0,00
Benzin (Erdöl)
Diesel (Erdöl)
Kraftstoffkosten [DM/100 km]
Heute
Bild 7.26: Kosten der steuerbereinigten Kraftstoffbereitstellung (basierend auf Daten von [ WOLF 99])
SEITE 154
Es zeigt sich, daß unter Kostengesichtspunkten LNG zukünftig sogar das Potential hat die herkömmlichen Benzin- und Dieselkraftstoffe zu unterbieten. Im Bereich der LH2-Bereitstellung
erweist sich das Erdgas-Steamreformerverfahren als kostengünstigste Variante zur Erzeugung
von Wasserstoff. Gegenüber der Erdgas-Steamreformierung läßt sich LH2 zukünftig aber auch
zu geringfügig höheren Kosten aus regenerativer Wasserkraft (Kanada, Island und Norwegen)
bereitstellen. Die steuerbereinigten Kosten dieser Bereitstellungsszenarien liegen damit um den
Faktor 3 bis 4 höher als die Kosten zur Bereitstellung von Benzin, Diesel und LNG. LH2 aus
Wasserkraft und Solarthermie weist demgegenüber mit ca. 25 bzw. 34 DM/100 km deutlich
höhere Kosten auf. Bisher nicht berücksichtigt sind die vom Kunden zu entrichtenden Differenzpreise bei der Anschaffung des Fahrzeuges. So liegt der Mehrpreis des Dieselfahrzeuges
zwischen ca. 3000 und 4000 DM. Für das LNG-Fahrzeug sind bei Herstellungsvolumina ab
100 000 Stück zusätzlich zwischen 2000 und 2500 DM, für das LH2-Fahrzeug zwischen 4000
und 4500 DM − abzüglich der Einsparungen bei eventuellem Wegfall des Katalysators − zu
entrichten [MEYER 99]. Legt man diese Mehrpreise − näherungsweise statisch − auf die Gesamtlaufleistung von 200 000 km um, so betragen die Mehrpreise für das Dieselfahrzeug 1,50 2,00, für das LNG-Fahrzeug 1,00 - 1,25 und für das LH2-Fahrzeug 2,00 - 2,25 DM/100 km.
7.5
Auswertung
Die ganzheitliche Bilanzierung der verbrennungsmotorischen Antriebsvarianten Benzin-, Diesel-, LNG- und LH2-Antrieb zeigt, daß sowohl der LNG- als auch der LH2-Antrieb gegenüber
den konventionellen Benzin- und Dieselfahrzeugen große Potentiale zur Entlastung der Umwelt besitzen. Aufgrund des hohen Wirkungsgrades der LNG-Bereitstellung, sowohl via Erdgas-Importmix BRD als auch via LNG-Direktimport aus Algerien, erzielt der LNG-Antrieb
einen ähnlichen energetischen Gesamtwirkungsgrad wie der zukünftige Dieselantrieb. Bezüglich der treibhausrelevanten Emissionen schneidet LNG unter den fossilen Kraftstoffen zukünftig am günstigsten ab und kann nur noch durch die regenerativ betriebenen LH2-Antriebe
unterboten werden, bei denen der Wasserstoff über Elektrolyse aus Wind-, Wasser- oder Solarthermiekraft gewonnen wird. Hier sind Reduktionen der treibhausrelevanten Gesamtemissionen um über 99,1 % gegenüber dem heutigen Benzinszenario möglich. Eine LH2Erzeugung, die teilweise aus fossiler Primärenergie gespeist wird (z.B. Kanada und Nordafrika
heute), zeigt dagegen aufgrund des schlechten Gesamtwirkungsgrades − mit Ausnahme der
Oxidantienbildung − keine ökologischen Vorteile gegenüber den konventionellen Antrieben.
SEITE 155
Die Inanspruchnahme fossiler und nuklearer energetischer Ressourcen zeigt, daß auch hier nur
durch den Wechsel zu regenerativ erzeugtem Wasserstoff Ressourcen nachhaltig geschont werden können (97,3 % gegenüber dem heutigen Benzinszenario). Den regenerativen Ressourcen
wurde hierbei aufgrund ihres erneuernden Charakters kein Ressourcenindex zugeteilt. Je nach
Primärenergiepotential ergeben sich damit die in Tabelle 7.3 aufgeführten jährlichen Potentiale
zur Substitution konventioneller Antriebe durch LH2-Fahrzeuge (angenommene Jahresfahrleistung: 15 000 km). Auf Seiten des Versauerungspotentiales ergeben sich bereits durch die skizzierte Einführung schwefelarmer Benzin- und Dieselkraftstoffe sowie durch eine weitere Reduzierung der Stickoxidemissionen signifikante Entlastungen. Die LNG-Fahrzeuge zeigen zukünftig mit Reduktionspotentialen zwischen 70,6 und 73,3 % bereits ähnliche Einsparungspotentiale wie der LH2-Antrieb (78,3 %) auf. Ein vergleichbares Bild ergibt sich bei Betrachtung
des Eutrophierungspotentiales. Auch hier vermag bereits der zukünftige Benzinantrieb zu einer
Entlastung von 36,6 % beitragen, während die LNG-Antriebe mit Einsparungen zwischen 68,6
und 74,2 % in die Größenordnung des Wasserstoffantriebs (70,7 %) vorstoßen.
Das Potential zur Bildung photochemischer Oxidantien läßt sich im Vergleich zum heutigen
Benzinantrieb mit allen anderen betrachteten Kraftstoff- und Fahrzeugszenarien − auch über
LH2 aus konventioneller Stromerzeugung − signifikant reduzieren. Insgesamt zeigt der Vergleich der betrachteten Antriebsalternativen, daß sowohl das Benzin- als auch das Dieselfahrzeug noch erhebliches Potential zur Steigerung der Umweltverträglichkeit aufweist. Der LNGAntrieb kann bereits heute zu einer darüber hinausgehenden Umweltentlastung beitragen. Mittel- bis langfristig bietet der verbrennungsmotorische Antrieb über LH2 das größte Potential für
eine nachhaltige Reduzierung der Umweltbelastung und zeigt als einziger Antrieb das Potential
zum Ausstieg aus der fossilen und damit begrenzten Energiewirtschaft auf. Der Aufbau einer
LNG- bzw. LH2-Infrastruktur ist daher aus ökologischer Sicht zu begrüßen.
Tabelle 7.3: Jährliche Primärenergiepotentiale [WOLF 99] und Fahrzeugsubstitutionspotentiale
(eigene Berechnungen auf Basis des LH2-Antriebs und der LH2-Bereitstellungsszenarien für 2010)
Kraftstoffpotentiale
Minimales Primärenergiepotential [GWh/a]
Maximales Primärenergiepotential [GWh/a]
Minimales Substitutionspotential 2010 [Fahrzeuge/a]
Maximales Substitutionspotential 2010 [Fahrzeuge/a]
Windkraft
Deutschland
29 000
Wasserkraft Wasserkraft Solarthermie
Kanada
Norwegen
Nordafrika
2000
26 000
24 000 000
237 000
290 000
26 000
24 000 000
926 000
113 000
1 537 000
214 365 000
7 564 000
16 340 000
1 537 000
214 365 000
KAPITEL 8: ÖKOLOGISCH OPTIMIERTE FAHRZEUGLEBENSDAUER
8
SEITE 156
ÖKOLOGISCH OPTIMIERTE FAHRZEUGLEBENSDAUER
Die bisherigen Betrachtungen haben sich auf die Lebenszyklusoptimierung eines Fahrzeuges
bezogen. Eine konsequente Erweiterung der Systemgrenzen führt zum Einbezug mehrerer,
zeitlich aufeinanderfolgender Fahrzeuggenerationen. Untersuchungen von BRAESS
ET AL.
in
den 70er Jahren zum „Langzeitauto“ haben gezeigt, daß durch ein auf 20 Jahre Lebensdauer
ausgelegtes Aluminiumfahrzeug (300 000 km) gegenüber 2 damaligen Stahlfahrzeugen (je 10
Jahre und 150 000 km) ca. 20 % Energie (bei gleichem Transportpotential) infolge geringerer
Herstell- und Recyclingenergien eingespart werden kann [BRAESS 78/1; BRAESS 78/2].
Aufgrund der in den letzten Jahrzehnten zu verzeichnenden stetigen Reduzierung des Kraftstoffverbrauchs neuer Fahrzeuggenerationen sowie verbesserter Recyclingverfahren soll anschließend der Frage nachgegangen werden, ob es zukünftig Sinn machen könnte, ein Fahrzeug
schon vor Ablauf der technischen Lebenserwartung durch ein effizienteres Neufahrzeug zu
ersetzen. Am Beispiel des kumulierten Energieaufwands wird daher nachfolgend ein Modell
zur Berechnung ökologisch optimierter Nutzungsdauern von Kraftfahrzeugen abgeleitet. Der
sich in einem sinkenden Kraftstoffverbrauch widerspiegelnde technische Fortschritt von Kraftfahrzeugen bildet dabei die Grundvoraussetzung für die Existenz einer ökologisch optimierten
Fahrzeuglebensdauer. Bliebe der Kraftstoffverbrauch neu entwickelter Fahrzeuge im Zeitverlauf unverändert, so würde die Empfehlung an den Fahrzeugbetreiber trivialerweise lauten, das
Fahrzeug bis ans Ende seiner technischen Lebenserwartung zu nutzen, da eine vorzeitige Neuanschaffung auch mit vorzeitigen Energieaufwendungen zur Herstellung des neuen Fahrzeuges
verbunden wäre (abzüglich der Energieeinsparungen aus der Verwertung des alten Fahrzeuges).
Das andere theoretische Extrem ergäbe sich bei vernachlässigbaren energetischen Herstellaufwendungen. In diesem Fall würde ein ökologisch handelnder Fahrzeugnutzer bei jeder Verbrauchsreduzierung eines neu am Markt erscheinenden Fahrzeuges sein altes Fahrzeug gegen
das effizientere Neufahrzeug eintauschen. Diese beiden theoretischen Extrembetrachtungen
begründen die Existenz einer endlichen Nutzungsdauer von Kraftfahrzeugen, bei der die kumulierten Gesamtenergieaufwendungen über den Betrachtungszeitraum minimiert werden. In
Abhängigkeit der Verbrauchsreduzierung sowie der Entwicklung der energetischen Herstellaufwendungen und Verwertungserlöse im Zeitverlauf ergibt sich hieraus ein Optimierungsbedarf bezüglich einer energetisch idealen Nutzungsdauer von Kraftfahrzeugen.
SEITE 157
Eine Prognose der zu erwartenden Veränderungen bei den energetischen Herstellaufwendungen
und Verwertungserlösen sowie der zuküftigen Verbrauchsreduzierungen gestaltet sich aufgrund
des langfristigen Prognosezeitraumes äußerst schwierig. Im folgenden werden daher exemplarisch an einem Fahrzeug der oberen Mittelklasse des Jahres 1990 verschiedene Szenarien einer
zukünftigen Entwicklung aufgezeigt. Die kumulierten Energieaufwendungen zur Herstellung
dieses, in konventioneller Stahlbauweise gefertigten, Mittelklassefahrzeuges werden nach
[HALDENWANGER 94] mit 128 GJ abgeschätzt (Basis: Audi 100, Fahrzeuggewicht 1348 kg).
Der Verbrauch des fiktiven Referenzfahrzeuges wird im Jahr 1990 mit 10 lBenzin/100 km angenommen und soll gemäß der VDA-Zusage um jährlich 1,94 % sinken (entspricht einer Verbrauchsreduktion von 25 % im Zeitraum 1990 bis 2005 [DEMEL 95]). Bei der Verbrauchsmodellierung wird unterstellt, daß sich der Verbrauch der Fahrzeuge nicht sprunghaft, sondern
stetig im Zeitverlauf mit einer konstanten Reduktionsrate verringert. Die jährliche Fahrleistung
soll 15 000 km betragen (entsprechend 195 000 km in 13 Jahren). Über die Gesamtlaufleistung
ansteigende Reparatur- und Wartungsaufwendungen [BRAESS 76] werden vernachlässigt. Die
im Zuge der Altfahrzeugverwertung realisierbare Energierückgewinnung wird für das Basisszenario mit 30 % der ursprünglichen Herstellungsaufwendungen angenommen.
KEA bei unterschiedlichen Nutzungszeiten
10
3000
2500
2000
9
6 Fzge. x 8 Jahre
8
7
Kraftstoffverbrauch
3 Fzge. x 16 Jahre
6
5
1500
4
1000
3
2
500
1
0
2036
2038
2034
2037
2036
2032
2035
2034
2030
2033
2032
2028
2031
2030
2026
2029
2028
2024
2027
2026
2022
2025
2024
2020
2023
2022
2018
2021
2020
2016
2019
2018
2014
2017
2016
2012
2015
2014
2010
2013
2012
2008
2011
2010
2006
2009
2008
2004
2007
2006
2002
2005
2004
2000
2003
2002
1998
2001
2000
1996
1999
1998
1994
1997
1996
1992
1995
1994
1990
1993
1992
1991
1990
0
1989
Kumulierter Energieaufwand [GJ]
8 Fzge. x 6 Jahre
Bild 8.1: Kumulierter Energieaufwand und Kraftstoffverbrauch in Abhängigkeit der Fahrzeugnutzungszeiten (Tges. 48 Jahre; KEAHerstellung 128 GJ/Fzg.; Verbrauchsreduktion 1,94 % p.a. gemäß VDA
Szenario; jährliche Fahrleistung 15 000 km; Verwertungsgutschrift RGF 30 % bezüglich KEAHerstellung;
aus Übersichtsgründen sind nur 3 der betrachteten 5 Nutzungsszenarien dargestellt)
SEITE 158
In Bild 8.1 ist für einen Bilanzierungszeitraum von 48 Jahren der kumulierte Gesamtenergieverbrauch der Fahrzeugherstellung, -nutzung und -verwertung dargestellt. Es wird untersucht,
wie sich, bei Berücksichtigung vorerst konstanter Herstellungsenergien der Fahrzeuge, die
Verteilung der Gesamtfahrleistung auf 8, 6, 4, 3 bzw. 2 Fahrzeuge mit entsprechenden Nutzungsdauern von 6, 8, 12, 16 bzw. 24 Jahren auswirkt. Die Verbrauchsreduktion des VDASzenarios spiegelt sich in den mit zunehmendem Zeithorizont flacher werdenden Nutzungsphaseabschnitten wider. Die Verwertungserlöse des Altfahrzeuges werden mit Herstellungsaufwendungen des Neufahrzeuges der jeweils nächsten Generation verrechnet. Es zeigt sich, daß
bei Annahme der Modellparameter des Basisszenarios die 16jährige Fahrzeugnutzung gesamtenergetisch gegenüber kürzeren und längeren Nutzungszeiten geringfügig besser abschneidet.
8.1
Modell zur Berechnung der optimierten Fahrzeuglebensdauer
Die Höhe der energetisch optimierten Nutzungsdauer läßt sich mathematisch über die Minimierung des Gesamtenergieverbrauches bestimmen. Der Gesamtenergieverbrauch KEAges. Setzt
sich dabei aus den Energieaufwendungen für die Herstellung KEAHerstellung und Nutzung KEANutzung
sowie einer für die Verwertung des Altfahrzeuges anzusetzenden energetischen Gut-
schrift KEAVerwertung zusammen (Gl. 8.1 - 8.5). Die kumulierte Herstellungsenergie des gesamten Betrachtungszeitraumes Tges. (48 Jahre im Beispiel) berechnet sich aus der Herstellungsenergie zum Zeitpunkt t = 0 (1990) und einem Summenfaktor, der die jährliche Steigerung der
Herstellungsaufwendungen um den Faktor (1 + cHerstellung, p.a.) bei dem zukünftig zu erwartenden verstärkten Einsatz energetisch intensiver Werkstoffe berücksichtigt. Der Exponent des
Summenfaktors ist ein ganzzahliges Vielfaches der Fahrzeugnutzungsdauer tFzg., die durch das
Verhältnis von Bilanzzeitraum Tges. Zur Anzahl der eingesetzten Fahrzeuge nFzg. bestimmt ist.
Der kumulierte Energieaufwand der Nutzungsphasen der Fahrzeuge berechnet sich durch Multiplikation der Faktoren Kraftstoffenergieinhalt KEAKraftstoff (38,5 MJ/l Superbenzin inkl. Bereitstellungsaufwand), Fahrzeugverbrauch V0 zum Zeitpunkt t = 0 (10 l/100km), Jahresfahrleistung JFL (15 000 km), Nutzungsdauer tFzg. (Tges./nFzg.) mit dem Diskontierfaktor cv, p.a. (1,94 %
p.a.), der den jährlich sinkenden Kraftstoffverbrauch berücksichtigt. Durch die Verwertung des
Fahrzeuges verringert sich der Energieaufwand zur Herstellung des Neufahrzeuges der nächsten Generation, wodurch eine energetische Gutschrift KEAVerwertung auf die Fahrzeugherstellung (Rückgewinnungsfaktor RGF: 30 % bezüglich KEAHerstellung) gegeben werden kann. Mit
SEITE 159
zunehmendem Betrachtungshorizont wird von effizienteren Verwertungsprozessen ausgegangen, so daß die energetische Gutschrift im Lauf der Zeit um die Steigerungsrate cVerwertung, p.a.
ansteigt (in Bild 8.1 unberücksichtigt, d.h. 0 % bei Annahme zeitunabhängiger Effizienz).
Die Funktion des Gesamtenergieverbrauchs ist neben den fahrzeugspezifischen Parametern von
der Anzahl der Fahrzeuge nFzg. abhängig, auf die die zu erbringende Fahrleistung des Bilanzzeitraumes Tges. (720 000 km in 48 Jahren im obigen Beispiel) verteilt wird. Im Rahmen von
Variationsrechnungen gilt es nun bei gegebenem Bilanzierungshorizont Tges., für nFzg. = 1 bis
nmax., die zugehörigen kumulierten Energieaufwendungen KEAges.(nFzg.; Tges.) zu berechnen.
Aus der Anzahl der Fahrzeuge nFzg., opt., bei der sich ein minimaler Gesamtenergieaufwand ergibt, läßt sich schließlich die optimale Fahrzeugnutzungsdauer topt. bestimmen (Gl. 8.6).
nFzg. −1
KEAHerstellung (n Fzg . ; Tges. ) = KEAHerstellung , t = 0 ⋅
∑ (1 + c
k =0
k⋅
Herstellung, p.a.
)
Tges.
nFzg.
Gl. 8.1
Tges.
KEANutzung (n Fzg . ; Tges. ) = KEAKraftstoff
n −1
−k⋅
JFL Tges. Fzg.
n
⋅ V0 ⋅
⋅
⋅ ∑ (1 + cv, p.a. ) Fzg.
100 n Fzg. k =0
n Fzg.
KEAVerwertung (n Fzg . ; Tges. ) = KEAVerwertung , t = 0 ⋅ ∑ (1 + cVerwertung, p.a. )
k⋅
Gl. 8.2
Tges.
nFzg.
Gl. 8.3
k =1
mit
KEAVerwertung , t = 0 = KEAHerstellung , t = 0 ⋅ RGF
Gl. 8.4
KEAges. (n Fzg . ; Tges. ) = KEAHerstellung (n Fzg . ; Tges. ) + KEANutzung ( n Fzg . ; Tges. ) + KEAVerwertung (n Fzg . ; Tges. )
min. [KEAges.(n Fzg.; Tges. )], für n = 1 bis nmax. ; n ganzzahlig ⇒ t opt .
Gl. 8.5 und 8.6
Bild 8.2 zeigt, daß im obigen Beispiel die Gesamtenergieaufwendungen minimiert werden
können, wenn die in 48 Jahren zu erbringende Gesamtlaufleistung auf 3 Fahrzeuge verteilt
wird. Hieraus resultiert eine energetisch optimierte Nutzungsdauer von 16 Jahren. Bei den in
Bild 8.2 dargestellten Herstellungsaufwendungen wurden bereits die bei der Altfahrzeugverwertung zu erzielenden energetischen Gutschriften (Recyclinggutschrift) mit den ursprünglichen Herstellaufwendungen verrechnet. Es zeigt sich, daß das Minimum der Energieaufwendungen bei der optimalen Nutzungsdauer von 16 Jahren nicht stark ausgeprägt ist. Eine Verschiebung der Nutzungsdauer auf 12 bzw. 24 Jahre führt lediglich zu einer Zunahme des energetischen Gesamtaufwandes um 0,5 bzw. 2,9 % gegenüber den Aufwendungen bei 16jähriger
Fahrzeugnutzung.
SEITE 160
KEA bei unterschiedlichen Nutzungszeiten
Anzahl der Fahrzeuge über der Gesamtnutzungsdauer [Fahrzeuge]
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
3000
2500
KEA Nutzung
2000
KEA Herstellung inkl.
Recyclinggutschrift aus
Altfahrzeugverwertung
1500
KEA Verwertung
(Recyclinggutschrift)
1000
500
0
-500
4,8
1
5,3
2
6,0
3
6,9
4
8,0
5
9,6
6
12,0
7
16,0
8
24,0
9
48,0
10
Fahrzeugnutzungsdauer [Jahre]
Bild 8.2: Kumulierter Energieaufwand in Abhängigkeit der Fahrzeugnutzungszeiten (Tges. 48 Jahre;
KEAHerstellung 128 GJ/Fzg.; cv, p.a. (VDA) 1,94 % p.a.; JFL 15 000 km; RGF 30 %)
8.2
Opt. Lebensdauer bei Variation der Herstellungsparameter
Bisher wurde eine zeitliche Invarianz hinsichtlich der Herstellungsenergien der aufeinanderfolgenden Fahrzeuggenerationen unterstellt. Um die angestrebten Verbrauchsziele zu erreichen,
werden jedoch verstärkt Leichtbaumaßnahmen diskutiert, deren Umsetzung mit einer Erhöhung
der energetischen Herstellungsaufwendungen verknüpft wäre. Wie sich die Herstellungsaufwendungen tatsächlich entwickeln werden, läßt sich über einen Bilanzzeitraum von 48 Jahren
nur schwerlich abschätzen. Einerseits ist nicht absehbar, wann die in den letzten beiden Dekaden zu verzeichnende „steigende Gewichtsspirale“ der Fahrzeuggewichtsentwicklung umgekehrt werden kann und in welchem Umfang andererseits die hierzu nötigen werkstofflichen
und konstruktiven bzw. fertigungstechnischen Maßnahmen die Höhe der Herstellungsenergien
zukünftiger Fahrzeuge beeinflussen werden. Eine Prognose zur Prozeßketteneffizienz, d.h. zum
nötigen Energieeinsatz der Halbzeuggewinnungs- und Verarbeitungsprozesse, erscheint vor
dem Hintergrund eines zunehmenden Aufwandes zur Exploration der mineralischen und energetischen Ressourcen (Eisenerz, Bauxit, Erdöl, Erdgas, Kohle etc.) ebenso nur schwer möglich
zu sein.
In Bild 8.3 ist der Einfluß verschiedener Herstellungsszenarien auf den Gesamtenergieverbrauch der Fahrzeugkaskade dargestellt. Gegenüber den bisher unterstellten konstanten Her-
SEITE 161
stellaufwendungen wird untersucht, inwiefern eine stetige Steigerung der Herstellaufwendungen um 5 bzw. 15 % − über einen Zeitraum von 10 Jahren (entspricht cHerstellung, p.a. von 0,51 bzw.
1,64 % p.a.) − eine Verschiebung der optimalen Nutzungsdauer bewirkt. Das Ergebnis zeigt,
daß eine Erhöhung der Herstellungsenergien zwar signifikanten Einfluß auf die absolute Höhe
des Gesamtenergieaufwandes der Fahrzeugkaskade ausübt, die optimierte Nutzungsdauer jedoch in allen 3 Szenarien unverändert 16 Jahre beträgt.
KEA bei Berücksichtigung steigender Herstellungsaufwendungen
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
3500
Optimum 15 % / 10 J.
3000
Herstellungssteigerung
15 % in 10 Jahren
bzw. cHerst., p.a. 1,6 %
2500
2000
Optimum 0 % / 10 J.
1500
Optimum 5 % / 10 J.
1000
5 % in 10 Jahren
bzw. cHerst., p.a. 0,5 %
0 % in 10 Jahren
bzw. cHerst., p.a. 0 %
500
0
4,8
5,3
6,0
6,9
8,0
9,6
12,0
16,0
24,0
48,0
Bild 8.3: Optimierte Nutzungsdauer bei Berücksichtigung jährlich steigender Herstellungsaufwendungen (Tges. 48 Jahre; KEAHerstellung 128 GJ/Fzg.; cv, p.a. (VDA) 1,94 % p.a.; JFL 15 000 km; RGF 30 %)
8.3
Opt. Lebensdauer bei Variation der Nutzungsparameter
Die optimierte Lebensdauer der Nutzungsphase wird im wesentlichen durch die Höhe der jährlich zu erwartenden Verbrauchsreduktion von Neufahrzeugen sowie durch die Jahresfahrleistung des Fahrzeugbetreibers bestimmt. Im folgenden werden verschiedene Szenarien zukünftiger Verbrauchsentwicklungen aufgezeigt. Die untere Grenze einer Verbrauchsentwicklung
mit einer jährlichen Reduktion von 1,4 % spiegelt sich in einer Trendextrapolation der Verbrauchswerte von Mittelklassefahrzeugen der BMW Group im Zeitraum 1936 bis 1996 wider
(Reduktion von 57,1 % in 60 Jahren). Eine mittlere Verbrauchsreduktion in Höhe von 1,94 %
p.a. ergibt sich nach der Zusage des VDA, von 1990 bis 2005 den Kraftstoffverbrauch um 25 %
zu senken [DEMEL 95]. Die Zielvorgabe der ACEA, den Verbrauch im Zeitraum 1995 bis 2008
um ebenfalls 25 % zu senken, entspricht einer Reduktion von 2,24 % p.a. [TELTSCHIK 98].
SEITE 162
Bei Variation der zukünftigen Verbrauchsentwicklungen zeigt sich ein ähnlicher Sachverhalt
wie bei der Analyse der unterschiedlichen Herstellungsszenarien (Bild 8.4). Die Höhe des jährlichen Minderverbrauchs besitzt zwar einen entscheidenden Einfluß auf den Gesamtenergieaufwand der Fahrzeugkaskade, dennoch liegt die optimierte Nutzungsdauer in allen 3 Szenarien bei 16 Jahren. Erst bei einer jährlichen Verbrauchsreduktion von 2,6 % würde sich eine
Verkürzung auf 12 Jahre ergeben (Verbrauchseinsparung von 22,6 % in 10 Jahren).
KEA bei Variation der Kraftstoffverbrauchsreduktion
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
3000
Optimum VDA
2500
Verbrauchsreduktion
Langzeittr. cv, p.a. 1,4 %
2000
Verbrauchsreduktion
VDA cv, p.a. 1,9 %
1500
Optimum ACEA
Optimum Langzeittr.
Verbrauchsreduktion
ACEA cv, p.a. 2,2 %
1000
500
0
4,8
5,3
6,0
6,9
8,0
9,6
12,0
16,0
24,0
48,0
Bild 8.4: Optimierte Nutzungsdauer in Abhängigkeit der jährlichen Kraftstoffverbrauchsreduktion
(Tges. 48 Jahre; KEAHerstellung 128 GJ/Fzg.; JFL 15 000 km; RGF 30 %)
Wesentlich größeren Einfluß auf die Höhe der energetisch optimierten Nutzungsdauer übt die
jährliche Fahrleistung aus. Bei Wenigfahrern mit einer Jahresfahrleistung zwischen 3 000 und
8 000 km empfiehlt sich eine Nutzungsdauer von 24 Jahren, während die optimale Nutzungsdauer bei Fahrleistungen zwischen 9 000 und 17 000 km 16 Jahre beträgt. Bereits ab 18 000 km
verschiebt sich das Optimum zu 12 Jahren hin. Zwischen 31 000 und 45 000 km liegt das Optimum schon bei 9,6 Jahren, zwischen 46 000 und 64 000 km bei 8 Jahren, zwischen 65 000
und 86 000 km bei 6,9 Jahren und ab 87 000 km schließlich bei 6 Jahren oder kürzeren Nutzungszeiten (Bild 8.5). Gegenüber Variationen der Herstellungsaufwendungen und der Verbrauchsreduktion zeigt sich allerdings, daß die energetischen Optima bei Berücksichtigung
steigender Jahresfahrleistungen sehr viel schwächer ausgeprägt sind.
Die Bereitstellungsaufwendungen zur Erzeugung des Benzinkraftstoffes wurden bislang als
konstant über der Zeit angenommen. Infolge des zunehmenden Ressourcenabbaus ist jedoch
SEITE 163
ein zunehmender energetischer Aufwand zur Exploration des Rohöls zu erwarten. Zudem wird
von Seiten der Mineralölindustrie vorgebracht, daß die Energieaufwendungen zur Bereitstellung des, aus Abgasnachbehandlungsgründen (DeNOx-Katalysator) geforderten, schwefelarmen
Kraftstoffes, im Vergleich zum heutigen Kraftstoff, ansteigen werden [NIERHAUVE 99]. D.h.,
die aus der direkteinspritzenden Ottomotorentechnik resultierenden Verbrauchseinsparungen
werden teilweise durch höhere Aufwendungen auf Seiten der Kraftstoffbereitstellung erkauft.
Tendenziell ist deshalb mit einer Erhöhung der Bereitstellungsaufwendungen über der Zeit zu
rechnen. Diese Entwicklung sollte in weiterführenden Untersuchungen berücksichtigt werden.
KEA bei Variation der Jahresfahrleistung
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
10000
9000
Optimum 50 000 km
8000
7000
JFL 50 000 km
6000
Optimum 30 000 km
JFL 30 000 km
5000
JFL 15 000 km
4000
Optimum 15 000 km
3000
2000
1000
0
4,8
5,3
6,0
6,9
8,0
9,6
12,0
16,0
24,0
48,0
Bild 8.5: Optimierte Nutzungsdauer bei Variation der Jahresfahrleistung (Tges. 48 Jahre; KEAHerstellung
128 GJ/Fzg.; cv, p.a. (VDA) 1,94 % p.a.; RGF 30 %)
8.4
Opt. Lebensdauer bei Variation der Verwertungsparameter
Haupteinflußgröße der Verwertungsphase ist der energetische Rückgewinnungsfaktor RGF, der
eine Abschätzung über die im Zuge der Altfahrzeugverwertung zu erzielende Energierückgewinnung, bezogen auf die ursprünglichen Herstellungsaufwendungen zum Zeitpunkt t = 0, zuläßt. Im folgenden werden bezüglich des Rückgewinnungsfaktors ebenfalls 3 mögliche Szenarien skizziert (Bild 8.6). Eine unterlassene Verwertung der Altfahrzeuge führt ebenso wie die
30-prozentige Verwertung zu optimierten Nutzungszeiten von 16 Jahren. Erst bei einer energetischen Rückgewinnung von mindestens 41 % der Herstellungsaufwendungen verschiebt sich
die Nutzungsdauer zu 12 Jahren hin.
SEITE 164
KEA bei Variation des Rückgewinnungsfaktors
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
3500
Optimum RGF 30 %
Optimum RGF 0 %
3000
2500
RGF
2000
RGF 30 %
0%
RGF 50 %
1500
Optimum RGF 50 %
1000
500
0
4,8
5,3
6,0
6,9
8,0
9,6
12,0
16,0
24,0
48,0
Bild 8.6: Optimierte Nutzungsdauer bei Variation des Rückgewinnungsfaktors (Tges. 48 Jahre; KEA
Herstellung 128 GJ/Fzg.; cv, p.a. (VDA) 1,94 % p.a.; JFL 15 000 km)
KEA bei Berücksichtigung effizienterer Recyclingprozesse
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
3000
Optimum 5 % / 10 J.
2500
2000
Verwertungseffizienz
0 % in 10 Jahren
bzw. cVerwert., p.a. 0 %
1500
5 % in 10 Jahren
bzw. cVerwert., p.a. 0,5 %
Optimum 15 % / 10 J.
Optimum 0 % / 10 J.
15 % in 10 Jahren
bzw. cVerwert., p.a. 1,6 %
1000
500
0
4,8
5,3
6,0
6,9
8,0
9,6
12,0
16,0
24,0
48,0
Bild 8.7: Optimierte Nutzungsdauer bei einer jährlichen Effizienzsteigerung des Verwertungsprozesses (Tges. 48 Jahre; KEAHerstellung 128 GJ/Fzg.; cv, p.a. (VDA) 1,94 % p.a.; JFL 15 000 km; RGF 30 %)
Bislang wurden zeitlich konstante Rückgewinnungsfaktoren unterstellt. Berücksichtigt man den
technischen Fortschritt im Bereich der Verwertungsprozesse, so ist denkbar, daß sich die Effizienz der Verwertungsprozesse und damit die energetische Gutschrift der Verwertungsphase
mit zunehmendem Zeithorizont stetig erhöht. Die einschränkende Bedingung muß jedoch er-
SEITE 165
füllt sein, daß die Verwertungsgutschriften theoretisch maximal so groß wie die ursprünglichen
Herstellungsaufwendungen sein dürfen. Bild 8.7 zeigt wiederum 3 Szenarien einer möglichen
Entwicklung auf. Unterstellt man zeitunabhängige Verwertungsprozesse, so liegt das Optimum
ebenso wie im Szenario einer in 10 Jahren um 5 % verbesserten Prozeßeffizienz bei einer 16jährigen Fahrzeugnutzung. Erst bei einer Effizienzsteigerung von 12 % in 10 Jahren ergibt
sich eine optimierte Nutzungsdauer von 12 Jahren.
8.5
Opt. Lebensdauer bei Kombination verschiedener Parameter
Bislang wurde der Einfluß einzelner Parameter auf die optimierte Lebensdauer auf der Grundlage des Basisszenarios aufgezeigt. Die untersuchten Parameter beeinflussen zwar alle den Gesamtenergieverbrauch, lediglich bei Variation der Jahresfahrleistung sowie des Rückgewinnungsfaktors und der Verwertungseffizienzsteigerung ergeben sich jedoch Änderungen in der
optimierten Nutzungsdauer. Kombiniert man nun diese Parameter, so lassen sich die in Bild 8.8
angeführten Extremszenarien aufstellen.
KEA bei Extremszenarien
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
3500
Worst Case
cHerst., p.a. 1,6 %
Langzeittr. cv, p.a. 1,4 %
RGF 0 %
cVerwert., p.a. 0 %
Worst Case
3000
2500
Basisszenario
cHerst., p.a. 0 %
VDA cv, p.a. 1,9 %
RGF 30 %
cVerwert., p.a. 0 %
2000
Basisszenario
1500
1000
500
Best Case
cHerst., p.a. 0 %
ACEA cv, p.a. 2,2 %
RGF 50 %
cVerwert., p.a. 1,6 %
Best Case
0
4,8
5,3
6,0
6,9
8,0
9,6
12,0
16,0
24,0
48,0
Bild 8.8: Optimierte Nutzungsdauer bei Kombination verschiedener Parameter (Tges. 48 Jahre; KEAHerstellung 128 GJ/Fzg.; JFL 15 000 km)
Das Worst-Case-Szenario unterstellt, daß zwar die Herstellaufwendungen zukünftig drastisch
ansteigen werden (cHerstellung, p.a. 1,6 %), aber lediglich geringe Verbrauchsreduzierungen in der
Nutzungsphase zu erwarten sind (cv, p.a. 1,4 %) und zudem eine energetische Verwertung des
Fahrzeuges unterbleibt (RGF 0 %). Dem Best-Case-Szenario liegen dagegen sehr optimistische
SEITE 166
Annahmen zugrunde. Trotz konstanter Herstellungsaufwendungen (cHerstellung, p.a. 0 %) gelingt
es, eine Verbrauchsreduzierung in Höhe der ACEA-Forderung (cv, p.a. 2,2 %) zu realisieren sowie eine energetische Verwertung von 50 % (RGF 50 %) umzusetzen, deren Effizienz jährlich
noch um 1,6 % (cVerwertung p.a. 1,6 %) zunimmt. Die Simulationsergebnisse in Bild 8.8 zeigen,
daß sich bei Annahme des Worst-Case-Szenarios die optimierte Nutzungszeit auf 24 Jahre verschlechtert, während im Falle des Best-Case-Szenarios eine Reduzierung auf 8 Jahre eintritt.
8.6
Opt. Lebensdauer bei Variation des Bilanzzeitraumes
Aus Gl. 8.1 bis 8.6 ging hervor, daß die optimierte Fahrzeuglebensdauer neben den fahrzeugtechnischen Parametern und der durch den Fahrer beeinflußbaren Jahresfahrleistung auch noch
von dem Gesamtzeitraum der zu bilanzierenden Fahrzeugkaskaden abhängt. Inwiefern der Bilanzzeitraum signifikanten Einfluß auf die Höhe der optimierten Nutzungsdauer hat, soll nun
aufgezeigt werden. Auf der Grundlage des Basisszenarios werden hierzu für Bilanzzeiträume
von bis zu 130 Jahren die zugehörigen optimierten Nutzungsdauern sowie die Anzahl der hieraus resultierenden Fahrzeuggenerationen berechnet (Bild 8.9). Die Projektion der Basisparameter über diesen Zeitraum dient dabei zur Veranschaulichung der prinzipiellen Zusammenhänge bei Variation des Bilanzzeitraumes und erhebt selbstverständlich keinen Anspruch auf
eine realistische Prognose der fahrzeugspezifischen Modellparameter bis zum Jahr 2120.
Optimierte Nutzungsdauer bei Variation des Bilanzzeitraumes
25
Gesamtenergieaufwand
3500
Optimierte Nutzungsdauer
20
3000
2500
15
2000
Optimierte Nutzungsdauer Regressionsgerade
1500
10
Fahrzeuganzahl
Energieaufwand pro 195 000 km
1000
5
500
130
125
120
115
110
105
95
100
90
85
80
75
70
65
60
55
50
45
40
35
30
25
20
15
5
10
0
0
0
Nutzungsdauer [Jahre]
Fahrzeuganzahl [Fahrzeuge]
4000
Bilanzierungszeitraum [Jahre]
Bild 8.9: Kumulierter Energieaufwand in Abhängigkeit des Bilanzierungszeitraumes (KEAHerstellung
128 GJ/Fzg.; cv, p.a. (VDA) 1,94 % p.a.; JFL 15 000 km; RGF 30 %)
SEITE 167
Bis zu einem Bilanzzeitraum von 18 Jahren empfiehlt sich die Verteilung der Gesamtfahrleistung auf nur 1 Fahrzeug, woraus sich optimierte Nutzungsdauern in Höhe des jeweiligen Bilanzzeitraumes ergeben. Für Bilanzzeiträume zwischen 19 und 34 Jahre ergibt sich eine Minimierung der Gesamtenergieaufwendungen bei einer Aufteilung der Fahrleistung auf 2 Fahrzeuge. Die optimierten Nutzungsdauern steigen dabei linear von 9,5 (Tges. 19 Jahre) bis 17 Jahre
(Tges. 34 Jahre) an. Die Funktion der optimierten Nutzungsdauer über dem Bilanzzeitraum
gleicht einer Sägezahnfunktion. Die sprunghafte Reduktion der optimierten Nutzungsdauer bei
der Erweiterung der Fahrzeugkaskade um ein zusätzliches Fahrzeug wird durch die geforderte
Ganzzahligkeit der Fahrzeuganzahl begründet.
Mit zunehmendem Bilanzzeitraum kann die optimierte Nutzungsdauer exakter eingegrenzt
werden. Bei Bilanzzeiträumen von 18 und 19 Jahren kann die Fahrleistung lediglich auf 1 oder
2 Fahrzeuge verteilt werden, wodurch sich entsprechend große Bandbreiten in den optimierten
Nutzungsdauern von 18 (Tges. 18 Jahre; 1 Fzg. * 270 000 km) bis 9,5 Jahren (Tges. 19 Jahre; 2
Fzge. * 142 500 km), d.h. insgesamt Abweichungen von 8,5 Jahren ergeben. Betrachtet man
hingegen Bilanzzeiträume von 127 und 128 Jahren, so verringert sich der Einfluß der Fahrzeuganzahl auf die durchschnittliche Fahrleistung pro Fahrzeug beim Übergang von 6 auf 7
Fahrzeuge. Die optimierten Nutzungszeiten liegen zwischen 21,2 (Tges. 127 Jahre; 6 Fzge. *
317 500 km) und 18,3 Jahren (Tges. 128 Jahre; 7 Fzge. * 274 285 km) und reduzieren folglich
die Bandbreite auf 2,9 Jahre. Mit zunehmendem Bilanzzeitraum fallen die Steigungswinkel der
Sägezahnfunktion daher kleiner aus.
Die für das Bilanzzeitraumintervall von 19 bis 127 Jahren eingezeichnete Regressionsgerade
verdeutlicht, daß mit zunehmendem Zeithorizont die optimierte Nutzungsdauer ansteigt. Diese
liegt bei Bilanzzeiträumen von etwa 20 Jahren durchschnittlich bei 12 Jahren und wächst bei
einem Zeitraum von 125 Jahren kontinuierlich auf 20 Jahre an. Die Begründung für diesen
Trend ist in den über der Zeit zwar relativ betrachtet konstanten, aber absolut gesehen verringerten, Kraftstoffeinsparungen zu sehen, die den gleichbleibenden Herstellungsaufwendungen
gegenüberzustellen sind. In Bild 8.8 ist zudem noch der mit zunehmendem Bilanzzeitraum degressiv ansteigende Gesamtenergieaufwand sowie der hieraus abgeleitete kontinuierlich sinkende, durchschittliche Energieaufwand eingezeichnet. Als Bezugsgröße für den durchschnttlichen Energieaufwand wird ein Fahrzeuglebenszyklus mit einer auf 13 Jahre verteilten Fahrleistung von 195 000 km (entsprechend 15 000 km p.a.) zugrundegelegt.
KAPITEL 9: ZUSAMMENFASSUNG UND AUSBLICK
9
SEITE 168
ZUSAMMENFASSUNG UND AUSBLICK
Ziel der vorliegenden Untersuchung war es, eine Methodik zu entwickeln, mit der sowohl die
ökologischen als auch ökonomischen Auswirkungen von Automobilen bzw. Automobilbauteilen über ihren gesamten Lebenszyklus, d.h. von der Herstellung über die Nutzung bis hin zur
Verwertung, im Sinne einer ganzheitlichen Betrachtung differenziert quantifiziert und bewertet
werden können. Basierend auf der Evaluierung bestehender Ökobilanzierungsansätze wird zunächst ein den Anforderungen der ISO 14040 ff. Rechnung tragender Ansatz für vergleichende
ökologische Produktbilanzierungen hergeleitet. Schwerpunkte hierbei liegen sowohl in der
methodischen Prozeßkettenmodellierung von Produktsystemen als auch in der wirkungsorientierten Aggregation der aus der Sachbilanz resultierenden Stoff- und Energieströme.
Eine Beschreibung der Umweltbeeinträchtigungen erfolgt für die Inputströme des Bilanzsystems anhand des kumulierten Energieaufwandes sowie des Ressourcenverbrauchs, während
eine potentielle Wirkungsanalyse für die Outputströme über die global wirksamen Umweltkategorien Treibhaus- und stratosphärisches Ozonabbaupotential sowie die lokal bzw. regional
wirksamen Kategorien Versauerungs-, Eutrophierungs-, photochemisches Oxidantienbildungsund Toxizitätspotential vorgenommen wird. Neben diesen grundlegenden methodischen Fragestellungen im Bereich der Ökosystemmodellierung zeigen für die vergleichende Bilanzierung
von Automobilbauteilen insbesondere der durch Leichtbau zu erzielende Kraftstoffminderverbrauch und der Ansatz ökologischer Gutschriften − im Falle eines Recyclings der Bauteilalternativen − einen äußerst signifikanten Einfluß auf das Gesamtergebnis der Bilanzierung auf.
In einem empirisch am Rollenprüfstand validierten Ansatz werden hierzu Kraftstoffeinsparungskoeffizienten mit dem BMW Fahrleistungs- und Verbrauchssimulationsprogramm
FALKE berechnet, die einen Wertebereich zwischen 0,34 und 0,48 l/(100 kg · 100 kmNEFZ) für
benzinbetriebene und 0,29 und 0,33 l/(100 kg · 100 kmNEFZ) für dieselbetriebene Fahrzeuge der
Mittel- und Oberklasse aufzeigen. Der Kraftstoffminderverbrauch ist vom absoluten Gewichtsniveau des Fahrzeugs unabhängig und teilt sich zu ca. 1/3 auf die primäre Gewichtseinsparung
und zu ca. 2/3 auf die Verlängerung der Achsübersetzung auf. Auf Basis von Grenzwertbetrachtungen kann nachgewiesen werden, daß der gewichtsbedingte Minderverbrauch durch das
Verhältnis von Kraftstoffverbrauch zu Fahrzeuggewicht determiniert wird. Die verbesserte Effizienz zukünftiger Fahrzeugantriebe wird daher zu einer Abnahme der gewichtsbedingten
Kraftstoffeinsparungspotentiale z.B. bei direkteinspritzenden Otto- und Dieselmotoren führen.
SEITE 169
Dies bedeutet aber, daß sich energieintensive Leichtbaumaterialien gegenüber konventionellen
Stahlbauteilen nicht mehr so früh bzw. unter Umständen gar nicht mehr amortisieren werden.
Insbesondere bei verstärktem Einsatz von Leichtbaumaterialien zur Realisierung von Niedrigverbrauchsfahrzeugen, wie dem 3-Liter-Auto, besteht infolge des auf ca. 150 000 km beschränkten Nutzungsprofils sowie des reduzierten Minderverbrauchs die Gefahr einer unzureichenden Amortisation der höheren ökologischen Herstellungsaufwendungen. Hierdurch kann
es zu einer gesamtökologisch unsinnigen Reduzierung des Fahrzeugkraftstoffverbrauchs auf
Kosten überproportional höherer Herstellungsaufwendungen kommen.
Bei der Modellierung der Verwertungsphase zeigt sich die Notwendigkeit zur methodischen
Erfassung der in bisherigen Bilanzen meist unberücksichtigten potentiellen Recyclingmöglichkeiten der Altbauteile. Der hierzu abgeleitete Ansatz erfaßt die Herstellungs- sowie Aufbereitungs- und Entsorgungsaufwendungen des Werkstoffes entlang des gesamten Werkstofflebenszyklusses, der mehrere Produktlebenszyklen umfassen kann. Im Falle des Hochwertrecyclings
(Closed-Loop-Recycling) werden die Umweltlasten gleichmäßig auf die partizipierenden Produktsysteme verteilt. Beim Aluminiumblechrecycling lassen sich somit zwischen 50 und 70 %
der ursprünglich verbrauchten Energieaufwendungen auf zukünftige Lebenszyklen verteilen.
Im Falle des Niederwertrecyclings (Open-Loop-Recycling) wird der Verschlechterung der
Werkstoffqualität dadurch Rechnung getragen, daß eine Verteilung nicht mehr gleichmäßig auf
alle Produktsysteme erfolgt. Vielmehr trägt das den Qualitätsverlust verursachende Produktsystem einen überproportionalen Teil der Umweltlasten. Als geeigneter Verteilungsschlüssel hat
sich das Preisverhältnis zwischen Rezyklat und Neumaterial, in seiner Funktion als ein an den
Markt angepaßter Qualitätsindikator, erwiesen. Beim Übergang von Aluminiumblech zu -guß
beschränkt der Qualitätsverlust des Downcyclings die Gutschriftvergabe auf 21 bis 36 %.
Zusätzlich zur ökologischen Bewertung von Automobilbauteilen wird als weitere Dimension
die Ökonomie eingeführt. Durch die Gegenüberstellung von Ökologie und Ökonomie gelingt es
diejenigen Bauteilalternativen zu selektieren, die die Forderung nach einer Reduzierung der
Umweltlasten mit dem geringstnötigen monetären Aufwand erfüllen. Auf Basis der ökologischen Grenzkosten läßt sich eine ökologisch-ökonomische Rangfolge von Umweltschutzaktivitäten erstellen. Führt man diesen Ansatz konsequent weiter, so lassen sich ökologischökonomische Priorisierungen von Konzeptalternativen nicht nur innerhalb der Entwicklung
eines Fahrzeugprojektes vornehmen sondern auf die gesamte „Fahrzeugflotte“ des Konzernes
SEITE 170
ausweiten. Bei den Fahrzeugprojekten, bei denen die ökologischen Grenzkosten geringer ausfallen sollten in höherem Maße Umweltschutzkonzepte realisiert werden als bei Fahrzeugen,
bei denen der Kostenaufwand für denselben ökologischen Einsparungseffekt höher liegt. Zur
betriebswirtschaftlichen Motivation dieser „Quersubventionierung“ bietet sich das innerbetriebliche Zertifikatwesen an, bei dem ökologisch-ökonomisch effizientere Bereiche Umweltentlastungs-Zertifikate an weniger effiziente Bereiche verkaufen können.
Auf Basis der beschriebenen Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung von Automobilbauteilen werden die Werkstoffvarianten Stahl, Edelstahl und Aluminium einer Rohkarosserie der
Fahrzeugoberklasse auf ihr Potential zur Verbesserung der Umweltverträglichkeit untersucht.
Mit Ausnahme des Ressourcenabbaus schneidet die Aluminiumkarosserie in allen Umweltkategorien besser ab als die Stahlvarianten. Dieses positive Ergebnis ist insbesondere auf die der
Bilanzierung zugrunde liegende hohe Gewichtseinsparung von über 44 % gegenüber der konventionellen Stahlkarosserie sowie auf die hohe Kraftstoffeinsparung des hochmotorisierten
Oberklassefahrzeuges (0,43 - 0,52 l/(100 kg · 100 km)) zurückzuführen. Zwischen der stahlund edelstahlintensiven Karosserievariante läßt sich aus gesamtökologischer Sicht keine eindeutige Priorisierung vornehmen. Während die Edelstahlkarosserie in den Wirkungskategorien
Treibhauspotential und photochemisches Oxidantienbildungspotential Vorteile aufzeigt,
schneidet die Stahlkarosserie beim Ressourcenabbau und Versauerungspotential besser ab. Infolge der hohen Gewichtseinsparung amortisiert sich zwar der weitaus höhere Mehrpreis des
Aluminiumfahrzeugs, nicht jedoch der des Edelstahlfahrzeuges über dem Lebenszyklus.
Der Vergleich der verbrennungsmotorisch betriebenen Benzin-, Diesel-, LNG- und LH2Antriebe kommt zu dem Ergebnis, daß der LNG-Antrieb aufgrund des hohen Wirkungsgrades
der LNG-Bereitstellung zukünftig mit dem Dieselantrieb vergleichbare Energieaufwendungen
verursacht und auf Seiten der treibhausrelevanten Emissionen unter allen fossilen KraftstoffFahrzeug-Kombinationen am günstigsten abschneidet. Auch bezüglich des Versauerungs-, Eutrophierungs- und Oxidantienbildungspotentials zeigt das über LNG angetriebene Fahrzeug
bereits heute deutliche Vorteile gegenüber den konventionellen Benzin- und Dieselantrieben
und kann diese zukünftig noch weiter ausbauen. Einschränkend muß jedoch die im Vergleich
zu Erdöl in höherem Maße begrenzte wirtschaftliche Verfügbarkeit des Erdgases genannt werden. Bezüglich der steuerbereinigten Kraftstoff-Bereitstellungskosten ist LNG schon heute mit
den konventionellen Benzin- und Dieselkraftstoffen konkurrenzfähig.
SEITE 171
Der LH2-Antrieb läßt sich nicht so pauschal einstufen. Hier kommt es insbesondere darauf an,
wie und wo der flüssige Wasserstoff erzeugt wird. So zeigt sich, daß bei den heutigen Bereitstellungsszenarien, bei denen LH2 aus Erdgas im Steamreformer bzw. aus teilweise fossilem
und nuklearem Strom über Elektrolyse und anschließender Verflüssigung gewonnenen wird,
keine Entlastung der Umwelt erreicht werden kann (Ausnahme: photochemische Oxidantienbildung). Wird LH2 dagegen aus dem bereits heute nahezu vollständigen regenerativen Strommix der Länder Island und Norwegen erzeugt bzw. zukünftig aus Wasser- und Windkraft sowie
aus Solarthermie gewonnen, so können in allen Umweltkategorien Einsparungspotentiale zwischen 70,7 % und 99,9 % gegenüber dem heutigen Benzinszenario realisiert werden. Unter den
betrachteten regenerativen Bereitstellungsszenarien zeigt insbesondere die Gewinnung von LH2
aus solarthermischem Strom in Nordafrika mit einem jährlichen Versorgungspotential von über
200 Millionen Fahrzeugen die Chance zum Ausstieg aus der fossilen und damit begrenzten
Energiewirtschaft auf. Dem Aufbau einer LH2-Infrastruktur stehen allerdings noch die im Vergleich zu Benzin um den Faktor 4 bis 9 höheren Bereitstellungskosten (ohne Steuer) entgegen.
In einem nächsten Schritt sollte der aktuell diskutierte Brennstoffzellenantrieb in einem ganzheitlichen Vergleich mit den Verbrennungsmotorantrieben gegenübergestellt werden. Aufgrund
des höheren Wirkungsgrades der „kalten“ Verbrennung (keine Carnot’sche WirkungsgradBegrenzung [APPEL 98]) bietet dieser basierend auf einer LH2-Energieversorgung prinzipiell
noch über den verbrennungsmotorischen LH2-Antrieb hinausgehende Einsparpotentiale bei der
Fahrzeugnutzung. Aufgrund der weitaus höheren ökologischen Herstellungsaufwendungen des
Brennstoffzellenantriebs kann sich dieser Vergleich jedoch nicht mehr alleinig auf die Nutzungsphase des Fahrzeuges beziehen, sondern muß die Herstellungs- und Verwertungsphase
mit berücksichtigen. Als potentielle ökologische Schwachstelle erweist sich insbesondere die
energie- und emissionsintensive Gewinnung des nur äußerst begrenzt verfügbaren Platins, das
für die Herstellung der PEM-Brennstoffzellen benötigt wird (heute ca. 4 gPlatin/kW [HUSS 98]).
Die bisherigen Betrachtungen haben sich auf die Lebenszyklusoptimierung eines Fahrzeugbauteils bzw. Fahrzeugantriebs bezogen. Eine konsequente Erweiterung der Systemgrenzen
führt zum Einbezug mehrerer, zeitlich aufeinanderfolgender Fahrzeuggenerationen. Berücksichtigt man den im Laufe der Zeit stetig sinkenden Fahrzeugverbrauch und stellt diesen den
Herstellungsaufwendungen des Fahrzeuges gegenüber, so wirft dies die Frage nach einer energetisch optimierten Nutzgsdauer von Automobilen auf. Das hierzu aufgestellte Modell berück-
SEITE 172
sichtigt sowohl die zeitlichen Veränderungen der Parameter Herstellungsaufwand, Kraftstoffverbrauch und Jahresfahrleistung sowie die über einen Rückgewinnungsfaktor erfaßte energetische Gutschrift aus der Fahrzeugverwertung. Bei einem Bilanzzeitraum von 48 Jahren erweist
sich eine 16jährige Fahrzeugnutzung unter energetischen Aspekten am günstigsten, wobei das
Optimum sehr schwach ausgeprägt ist. Sensitivitätsanalysen zeigen, daß insbesondere durch
die Erhöhung der bisher zugrunde liegenden Jahresfahrleistung von 15 000 km auf 30 000 bzw.
50 000 km dieses Optimum zu Nutzungsdauern von 12 bzw. 8 Jahren hin verschoben wird.
Die Methodik zur ganzheitlichen Bilanzierung im Automobilbau hat sich rückblickend als sehr
kraftvolles Instrumentarium zur Beurteilung der ökologischen und betriebswirtschaftlichen
Fahrzeugeigenschaften bereits während der frühen Fahrzeugentwicklungsphase bewährt. Der
Vergleich der Antriebsalternativen zeigt jedoch auch, daß aufgrund der vielschichtigen Verflechtungen innerhalb des Energiesektors eine alleinige Fokussierung auf den Fahrzeugantrieb
ohne Berücksichtigung der gesamten Energiewirtschaft unzureichend ist.
Insbesondere im Bereich der hochgradig vernetzten Energiewirtschaft sollten zukünftige Automobilantriebe nicht nur in eine Gesamtverkehrsstrategie, sondern auch in eine aus ganzheitlicher Sicht sinnvolle Gesamtenergiestrategie integriert sein. In weitergehenden Untersuchungen
sollte daher aufgezeigt werden, ob beispielsweise der Solarstrom nicht besser zur Substitution
von erdgasbasiertem Strom eingesetzt wird und das hierdurch zur Verfügung stehende Erdgas
in Form von LNG als Fahrzeugkraftstoff Anwendung findet etc.. Zur Reduzierung der verlustbehafteten Transportaufwendungen der Energieträger sollte zudem geprüft werde, ob nicht ein
den geographischen Gegebenheiten entsprechender Energieeinsatz in der Nähe des Erzeugungsortes Sinn macht. So erscheinen Länder wie Kanada, Island und Norwegen, aber auch die
Anrainerstaaten Nordafrikas (Spanien, Italien) prädestiniert für eine Vorreiterrolle und einen
vorzeitigen Wechsel zu einer regenerativen Gesamtenergiewirtschaft zu sein.
Globale Umweltbeeinträchtigungen wie Treibhauseffekt und stratosphärischer Ozonabbau sowie Ressourcenabbau verdeutlichen zudem, daß Umweltprobleme nicht mehr isoliert und auf
die Industrieländer begrenzt gesehen werden dürfen. Vor dem Hintergrund des rasch ansteigenden Mobilitätsbedarfes in den wirtschaftlichen Schwellenländern Asiens und Lateinamerikas
gilt es zukünftig verstärkt die Frage nach ganzheitlich integrierenden Konzepten einer globalen
Energiewirtschaft mit Hilfe der „ganzheitlichen Bilanzierung“ zu beantworten.
ANHANG 1: METHODEN DER WIRKUNGSABSCHÄTZUNG UND BEWERTUNG
SEITE 173
ANHANG
A1
Methoden der Wirkungsabschätzung und Bewertung im Vergleich
A 1.1
Methode der kritischen Belastungsmengen (MKB)
Die Methode der kritischen Belastungsmengen (MKB) − auch als Methode der kritischen Volumina bezeichnet − erlangte durch die vom Schweizer Bundesamt für Umwelt, Wald und
Landschaft (BUWAL) 1984 in Auftrag gegebene und 1990 nach den neuesten ökologischen
Erkenntnissen überarbeitete Studie „Ökobilanzen von Packstoffen“ [HABERSATTER 91] v.a. im
schweizer Raum einen hohen Verbreitungsgrad. Als Kriterien zur Beurteilung der Umweltverträglichkeit von Produkten dienen die in die Medien Luft und Wasser freigesetzten Schadstoffe,
der Gesamtenergieverbrauch und das Deponievolumen für feste Abfälle (Bild A 1.1).
Emissionen in Luft
Krit. Vol. in Luft
Krit. Vol. in Wasser
Energieaufwand
Verbalargumentativ
Abfallaufkommen
SACHBILANZ
WIRKUNGSBILANZ
BEWERTUNG
Bild A 1.1: Methode der kritischen Belastungsmengen (nach [HABERSATTER 91])
Die Umweltbelastung eines bestimmten Schadstoffs wird durch das Volumen reiner Luft bzw.
reinen Wassers beschrieben, das nötig ist, um die betreffende Schadstoffmenge so zu verdünnen, daß die zulässige Höchstkonzentration nicht überschritten wird. Als Grenzwerte in der
Luft werden schadstoffspezifische Immissionsgrenzwerte wie z.B. die MIK-Werte (maximale
Immissionskonzentration) oder ersatzweise technische Richtwerte (VDI-Richtlinien) bzw. auch
approximierte MAK-Werte (maximale Arbeitsplatzkonzentration) herangezogen. Die Grenzwerte in Wasser leiten sich aus den emissionsrechtlichen Anforderungen der Verordnung über
die Abwassereinleitung ab. Die so für jeden einzelnen Schadstoff ermittelten Teilvolumina
werden anschließend zu einem „kritischen Volumen“ in Luft bzw. Wasser addiert (Gl. A 1.1
und Gl. A 1.2) [THALMANN 94; STAHLMANN 94; PRIEWASSER 96].
n
kritisches Luftvolumen = ∑
i =1
Menge Schadstoff i
Immissionsgrenzwert Stoff i
n
kritisches Wasservolumen = ∑
i =1
Menge Schadstoff i
Emissionsgrenzwert Stoff i
SEITE 174
[m3]
Gl. A 1.1
[l]
Gl. A 1.2
Neben den kritischen Volumina in Luft und Wasser gehen noch der anhand eines Energieäquivalenzwerts erfaßte Gesamtenergieverbrauch sowie das notwendige Deponievolumen für feste
Abfälle in die Bewertung mit ein. Diese auf die Gewichtseinheit des betrachteten Stoffs bzw.
auf eine funktionale Einheit bezogenen umweltlichen Größen können anschließend durch eine
verbal-argumentative Schlußeinschätzung einander gegenübergestellt werden [GIEGRICH 95].
A 1.2
Methode der ökologischen Knappheiten (MÖK)
Die Methode der ökologischen Knappheiten (MÖK), auch Ökopunktmethode genannt, entstand
im Rahmen einer Studie des schweizer BUWAL und ist als Weiterentwicklung des Modells der
kritischen Belastungsmengen zu sehen (Bild A 1.2). Zielsetzung war es, die im Modell der kritischen Belastungsmengen getrennt ermittelten umweltlichen Kennzahlen zu einer Größe zu
aggregieren. Zu diesem Zweck werden die mit der untersuchten Einheit in Zusammenhang stehenden Emissionen nicht mehr ins Verhältnis zu einem Grenzwert gesetzt, sondern einem
„kritischen Fluß“ gegenübergestellt. Dieser kritische Fluß spiegelt die auf ein räumlich definiertes Gebiet und auf einen bestimmten Zeitraum bezogenen ökologischen und gesundheitlichen Belastungsobergrenzen wider, bei deren Einhaltung keine nachhaltigen Schädigungen des
Ökosystems zu erwarten sind. Setzt man die Ist-Belastung zu dieser gerade noch tolerierbaren
Grenzbelastung ins Verhältnis, so ergibt sich hieraus die „ökologische Knappheit“.
Emissionen in Luft
Energieaufwand
Abfallaufkommen
SACHBILANZ
Multiplikation
mit Ökofaktoren
Addition der
Umweltbelastungen
Ökologische Knappheiten abhängig von:
• aktuellem Fluß
• kritischem Fluß
(Ergebnis in
Ökopunkten)
WIRKUNGSBILANZ
BEWERTUNG
Bild A 1.2: Methode der ökologischen Knappheiten (nach [AHBE 90])
SEITE 175
Ausgangspunkt für die Berechnung des Ökofaktors stellt die durch das Verhältnis von IstBelastung (aktueller Fluß F) und kritischem Fluß (Fk) gegebene ökologische Knappheit dar (Gl.
A 1.3). Durch den Faktor 1/Fk wird eine rechnerische Höhergewichtung der Stoffe mit niedrigem kritischen Fluß, d.h. hoher Umweltbelastung vorgenommen. Der dimensionslose Faktor
c=1012 stellt eine Umrechnungskonstante zur Vermeidung von Zahlenwerten mit hohen negativen Zehnerpotenzen dar. Multipliziert man die Stoff- bzw. Energieströme des Produktes mit
den jeweiligen stoff- bzw. energiespezifischen Ökofaktoren, so ergibt sich ein dimensionsloser
Zahlenwert, der die Umweltbelastung darstellt und in Ökopunkten angegeben wird (Gl. A 1.4).
Die Summe aller Umweltbelastungskennzahlen spiegelt das ökologische Bewertungsergebnis
des betrachteten Produkts wider [AHBE 90; GIEGRICH 95; PRIEWASSER 96; BÖHLER 96].
Oekofaktor =
1 F
⋅ ⋅c
Fk Fk
[g-1 Schadstoff; MJ-1 Energie; t-1 Abfall etc.]
n
Umweltbelastung = ∑ Mengei ⋅ Oekofaktori
Gl. A 1.3
[--] ⇒ [Ökopunkt]
Gl. A 1.4
i =1
A 1.3
Materialintensität pro Serviceeinheit (MIPS)
Zur richtungssicheren Abschätzung der Umweltverträglichkeit von Gütern wurde vom Wuppertalinstitut für Klima, Umwelt und Energie ein Indikator eingeführt, der auf den bewegten
Massenströmen basiert, die dem Lebenszyklus des Gutes zurechenbar sind (Bild A 1.3). Dem
Ansatz liegt die Philosophie zugrunde, daß die Umweltbelastungen näherungsweise proportional zum anthropogenen Massendurchsatz des Ökosystems sind und zu dessen Entlastung eine
Dematerialisierung, d.h. eine Verringerung der vom Menschen bewegten Massenströme, um
90 % erfolgen müßte [SCHMIDT-BLEEK 95].
Materialintensität
der Materialien
Materialinput
SACHBILANZ
unterteilt in:
• abiotische Rohstoffe
• biotische Rohstoffe
• Bodenbewegung
• Wasserbedarf
• Luftbedarf
WIRKUNGSBILANZ
Additionder
der
Addition
stofflichen
stofflichen
Inputmengen
Inputmengen
BEWERTUNG
Bild A 1.3: Prozeßschema der MIPS-Methodik (nach [LIEDTKE 93; SCHMIDT-BLEEK 96])
SEITE 176
Der zur ökologischen Bewertung definierte MIPS-Indikator (Materialintensität pro Serviceeinheit) setzt die im Rahmen einer Materialintensitätsanalyse ermittelten mengenbezogenen Ressourceninputs, unterteilt in abiotische und biotische Rohstoffe, Erdmassenbewegungen, Wasser
und Luft ins Verhältnis zur Summe der erhältlichen Nutzen- und Serviceeinheiten eines Produktes oder einer Dienstleistung (Gl. A 1.5). Der Begriff der Materialintensität, d.h. der dem
Produkt bzw. der Serviceeinheit zurechenbaren stofflichen Inputmengen (sog. „Ökologische
Rucksäcke“), ist dabei sehr weit gefaßt. So sind auch Kühlwassermassenströme, Abraummengen bei der Gewinnung von Rohstoffen und die anteiligen Inputmengen zur Herstellung von
Investitionsgütern in die Betrachtung mit einzubeziehen [LIEDTKE 93; SCHMIDT-BLEEK 96].
Eine weitere Besonderheit des Ansatzes besteht darin, daß die Energieaufwendungen nicht wie
sonst üblich in Primärenergieäquivalenten angegeben werden, sondern die mit der Erzeugung
und Distribution der jeweiligen Energieträger verbundenen Massenbewegungen (z.B. 3,3 t
Masseninput/MWh Strom) als Parameter zur Beschreibung der Umweltbelastung dienen
[MERTEN 95]. Emissionsseitige Belastungen werden von dem MIPS-Indikator nicht erfaßt.
n
Gesamtmaterialinput
MIPS =
=
Serviceeinheit
∑ (M
i
⋅ MIM i )
i =1
S
[z.B. kg/MWh Strom]
Gl. A 1.5
Mi
eingesetzte Materialien (z.B. Stahl)
MIMi
vorgelagerte Materialintensität der Materialien in kg („Ökologischer Ruc ksack“)
S
Serviceeinheit (z.B. Personenkilometer bei Pkw, MWh bei Strom)
A 1.4
Integrated Substance Chain Management (ISCM)
Das Integrated Substance Chain Management (ISCM) geht auf eine in Zusammenarbeit mit der
Universität Leiden (CML: Centrum voor Milieukunde Leiden), der Beratungsgesellschaft McKinsey und dem holländischen Gesundheits- und Umweltministerium entstandene Studie über
die Umwelteinflüsse chlorierter Kohlenwasserstoffe des niederländischen Verbands der chemischen Industrie (VNCI: Vereniging van de Nederlandse Chemische Industrie) zurück und wird
deshalb auch als VNCI-Modell bezeichnet. Zur Beschreibung potentieller Umwelteinwirkungen
bedient sich das Modell der 9 Umwelt- bzw. Wirkungskategorien Treibhauseffekt, Ozonabbau,
Versauerung, Eutrophierung (Überdüngung), photochemische Ozonbildung, Toxizität, Ab-
SEITE 177
fallaufkommen, Disruption (Lärm, Geruch, Unfallrisiko) und Ressourcenabbau (Bild A 1.4).
Aus den Sachbilanzen zweier Produktalternativen wird hierzu in einem ersten Schritt die Differenzbilanz gebildet und die einzelnen Input- und Outputgrößen (Index i) den Umweltkategorien
(Index j) zugeordnet, wobei Mehrfachzuordnungen möglich sind (NOx hat beispielsweise Einfluß auf die Kategorien Versauerung und Eutrophierung).
• Treibhauseffekt
• Ozonabbau
• Versauerung
• Eutrophierung
• Photoch. Ozonb.
• Toxizität
Stoffl. Emissionen
in Luft und Wasser
Lärm, Geruch
und Unfallrisiko
Nutzwertanalytische
Gesamtbewertung
• Disruption
Abfall
• Abfallaufkommen
Ressourceninput
• Ressourcenabbau
SACHBILANZ
WIRKUNGSBILANZ
BEWERTUNG
Bild A 1.4: Bilanzierungsschema des Integrated Substance Chain Management (nach [ANNEMA 92])
In einem zweiten Schritt werden die zugeteilten Werte jeder Umweltkategorie bezüglich ihrer
spezifischen Wirkungspotentiale anhand von Äquivalenzwerten (z.B. CO2-Äquivalent in kg für
die Beschreibung des Treibhauseffektes) gewichtet, summiert und anschließend zur jeweiligen
volkswirtschaftlichen Gesamtbelastung der Umweltkategorie ins Verhältnis gesetzt, wie
Gl. A 1.6 zeigt (der Faktor 106 wird angesetzt, um kleine Werte zu vermeiden). Die so ermittelten Effektindizes der einzelnen Umweltkategorien werden über einen Verteilungsschlüssel
gewichtet und addiert (Gl. A 1.7). Die ermittelte dimensionslose Zahl stellt das Gesamtumweltergebnis der Bilanz dar und bestimmt über dessen Höhe und Vorzeichen das Maß des
„ökologischen Unterschiedes“ der betrachteten Optionen [MCKINSEY 91; WINSEMIUS 92;
ANNEMA 92; GUINÉE 93; GIEGRICH 95].
n
Effektindex j =
∑ Sachbilanzdifferenz
i
⋅ Wirkungspotentialij
i =1
Gesamtbelastung j
⋅ 10 6 [--]
Gl. A 1.6
[--]
Gl. A 1.7
m
Gesamtumweltergebnis = ∑ Effektindex j ⋅ Gewichtung j
j =1
A 1.5
SEITE 178
Äquivalenzwert-Methode (CML-Methode)
Diese am Zentrum für Umweltwissenschaften der niederländischen Universität Leiden
(Centrum voor Milieukunde Leiden) in enger Kooperation mit der Society for Environmental
Toxicology and Chemistry (SETAC) entwickelte Methodik zeigt Ähnlichkeiten zum ISCMModell. Auch hier werden die von den Stoffströmen ausgehenden Umweltbelastungen medienübergreifend über die Zuordnung zu einzelnen Umwelt- bzw. Wirkungskategorien erfaßt. Die
Gewichtung des Schädigungspotentials verschiedener Emissionen erfolgt ebenfalls anhand der
Äquivalenzwerte einzelner Wirkungspotentiale. Eine abschließende Aggregation der einzelnen
Wirkungsbilanzergebnisse zu einem Gesamtindex unterbleibt jedoch (Bild A 1.5).
•
•
•
•
•
•
•
Stoffl. Em issionen
in Luft und W asser
Treibhauseffekt
Ozonschichtzerst.
Versauerung
Eutrophierung
Oxidantienbild.
Humantoxizität
Ökotoxizität
Strahlung
• Ionisationsbildung
Abwärme
• Erwärmung in W .
Lärm
Kein expliziter
Kein expliziter
VerteilungsVerteilungsschlüssel
schlüssel
Diskursive
Diskursive
Gesamtbewertung
Gesamtbewertung
• Lärmpegel
Geruch
• Geruchsschwellen
Ressourceninput
• Ressourcenabbau
SACHBILANZ
W IRKUNGSBILANZ
BEW ERTUNG
Bild A 1.5: CML-Methode (nach [HEIJUNGS 92; PRIEWASSER 96; HOFSTETTER 96])
In Tabelle A 1.1 sind die berücksichtigten Umweltkategorien mit den entsprechenden Äquivalenzwerten aufgeführt. Die Gewichtung des Schädigungsvermögens einzelner Emissionen erfolgt nach Gl. A 1.8. Neben der Wirkungsabschätzung verschiedener Emissionen nach den
oben genannten Kriterien sieht die CML-Methodik noch die Erfassung des in abiotische (i.a.
nicht regenerierbare) und biotische (i.a. regenerierbare) Ressourcen unterteilten Ressourcenverbrauchs vor.
n
Umweltbel . Wirkungskat . j = ∑ Sachbilanzwert i ⋅ Wirkungspotentialij
i =1
Gl. A 1.8
SEITE 179
Tabelle A 1.1: Umweltkategorien der CML-Methode [PRIEWASSER 96; HOFSTETTER 96]
Wirkungskategorie
Treibhauseffekt
Ozonschichtzerstörung
Versauerung
Oxidantienbildung
Überdüngung
Humantoxizität
Ökotoxizität
Radioaktive Strahlung
Abwärme
Lärm
Geruch
A 1.6
Wirkungspotential
Photochem. Ozonbildungspot.
Toxizitätsfaktoren für Luft,
Wasser und Boden
Terrestrische Toxizität
Aquatische Toxizität
Ionisationsbildungspotential
Wassererwärmungspotential
Noise Exposure Time
Odour Treshold Value
Äquivalenzwert
kg CO2-Äquivalent
kg FCKW R-11-Äquivalent
kg SO2-Äquivalent
Kg Äthylen-Äquivalent
kg PO4-Äquivalent
kg Körpergewicht
kg Boden
m3 Wasser
kg Körpergewicht
MJ in Wasser
Schalldruck ( Pa )
⋅t
Grenzwert ( Pa )
m3 Luft
Schadenfunktions-Methode (Eco-Indicator)
Zielsetzung des Eco-Indicators ist es, die Umweltauswirkungen eines Prozesses oder eines
Produkts anhand einer vollaggregierten Größe zu beschreiben. Die hierzu entwickelte Methodik geht auf ein gemeinsames Projekt der Beratungsgesellschaft PRé Consultants, der niederländischen Industrie (Philips, NedCar, Océ, Schuurink) und verschiedener Universitäten
(Amsterdam, Leiden, Delft) im Rahmen des „National Reuse of Waste Research Programme“
zurück. Der schematische Aufbau der Bilanzierungsmethode ist in Bild A 1.6 wiedergegeben.
Treibhauseffekt
Versauerung
Eutrophierung
Stoffliche
Emissionen
in
Luft und
Wasser
Schwermet. in W.
Ökosystembeeinträchtigung
Pestizide in W.
Schadensbewertung
Ozonschichtzerst.
Karzinog. Subst.
Zusätzliche
Tote
Schwermet. in L.
Sommer-Smog
SACHBILANZ
Winter-Smog
Smogbedingte
Beschwerden
WIRKUNGSB.
SCHADEN
Bild A 1.6: Struktur des Eco-Indicator 95 [LOUIS 96]
BEWERTUNG
Gesamtindikator
SEITE 180
Ausgehend von den Emissionsdaten der Sachbilanz findet eine Wirkungsabschätzung dieser
Substanzen im Eco-Indicator 95 mittels der in Tabelle A 1.2 aufgeführten Äquivalenzwerte
statt. Die Erstellung der Wirkungsbilanz erfolgt dabei für die Wirkungskategorien Treibhauseffekt, Ozonschichtzerstörung, Versauerung, Eutrophierung und photochemische Oxidantienbildung (Sommer-Smog) in Analogie zur Vorgehensweise des ISCM- bzw. CML-Modells.
Tabelle A 1.2: Wirkungsabschätzungs- und Bewertungsfaktoren im Eco-Indicator 95 [GOEDKOOP 95]
Wirkungskategorie
Äquivalenzwert
Treibhauseffekt
kg CO2-Äquiv. 1)
Ozonschichtzerstörung
kg FCKW R-11-Äquiv. 1)
Versauerung
kg SO2-Äquiv. 1)
Eutrophierung
kg PO4-Äquiv. 1)
Sommer-Smog
kg Äthylen-Äquiv. 1)
Winter-Smog
kg SO2-Äquiv. 2)
Karzinogene Substanzen
kg PAH-Äquiv. 2)
Schwermetalle in Luft
kg Pb-Äquiv. 2)
Schwermetalle in Wasser
kg Pb-Äquiv. 3)
Pestizide in Wasser
kg aktive Inhaltsstoffe 4)
Geamtbelastung
in Europa
6,5 E+12
4,6 E+08
5,6 E+10
1,9 E+10
8,9 E+09
4,7 E+10
5,4 E+06
2,7 E+07 in L. & W.
2,7 E+07 in L. & W.
4,8 E+08
Bewertung
2,5
100
10
5
2,5
5
10
5
5
25
1)
Berechnung gemäß CML/SETAC-Ansatz
Berechnung nach Air Quality Guidelines der WHO
3)
Berechnung nach Quality Guidelines for Drinking Water der WHO
4)
Berechnung erfolgt auf Basis der Menge aktiver Inhaltsstoffe, ohne Gewichtung der Toxizität
2)
Die aus diesen Methoden bekannten Wirkungskategorien Human- und Ökotoxizität werden
jedoch nicht übernommen, vielmehr wird der Begriff der Toxizität detaillierter spezifiziert und
in die Wirkungskategorien Winter-Smog, karzinogene Substanzen, Schwermetalle in Luft und
Wasser sowie Pestizide in Wasser unterteilt. Als Maßstab für eine Gewichtung der einzelnen
toxischen Substanzen innerhalb einer Wirkungskategorie wurden die Air Quality Guidelines
(AQG) und Quality Guidelines for Drinking Water (QGDW) der World Health Organization
(WHO) herangezogen.
Die gegenseitige Bewertung der Wirkungskategorien untereinander erfolgt bei der EcoIndicator-Methode nicht direkt anhand der einzelnen Wirkungsbilanzergebnisse, sondern über
die Zuordnung dieser Werte zu quantifizierbaren Schäden, d.h. durch das bilanzierte Produkt
hervorgerufene Beeinträchtigungen der menschlichen Gesundheit und des Ökosystems. Die
Ergebnisse der Wirkungsbilanz werden hierzu den 3 Schadenskategorien „zusätzliche Tote pro
Jahr bezogen auf 1 Mio. Einwohner“, „Gesundheitsbeschwerden durch Smog“ und
„Beeinträchtigung des Ökosystems“ zugewiesen (siehe Bild A 1.6).
SEITE 181
Eine Vergleichbarkeit verschiedener Umwelteinwirkungen (z.B. karzinogene Substanzen und
Schwermetalle in Luft) innerhalb einer Schadenskategorie (z.B. „zusätzliche Tote“) wird über
die Erstellung von Schaden-Umwelteinwirkung-Funktionen nach dem „Distance to Target“Prinzip ermöglicht. Ähnlich der schweizer Methode der ökologischen Knappheiten gehen die
Autoren des Eco-Indicator 95 ebenfalls davon aus, daß die Ernsthaftigkeit einer ökologischen
Einwirkung in direktem Zusammenhang zur Differenz aus aktueller Belastung und gerade noch
erträglichem Zielwert steht (Distance to Target).
Zur Berechnung des Eco-Indicators muß die von einem Produkt ausgehende absolute Umwelteinwirkung (Ej) noch ins Verhältnis zur auf Europa bezogenen Gesamtbelastung (Nj) gesetzt werden (siehe Tabelle A 1.2). Durch diesen Normalisierungsschritt lassen sich die relativen Belastungszahlen schließlich über den Ansatz der Reduktionsfaktoren gegenseitig bewerten, wie aus Gl. A 1.9 hervorgeht. Eine abschließende Priorisierung der 3 Schadenskategorien
„zusätzliche Tote pro Jahr bezogen auf 1 Mio. Einwohner“, „Gesundheitsbeschwerden durch
Smog“ und „Beeinträchtigung des Ökosystems“ wird nicht vorgenommen, vielmehr werden die
3 Schadenskategorien als gleichwertig betrachtet, so daß sich der Gesamtindikator eines Produkts aus der Addition der Indikatoren der einzelnen Schadenskategorien ergibt
[GOEDKOOP 95; LOUIS 96; HOFSTETTER 96; GOEDKOOP 97/1].
n
Eco-Indicator
I = Dk ⋅ ∑
j =1
Nj Ej
⋅
Tj N j
Gl. A 1.9
Dk
Referenzschaden (k: Schadenskategorie)
Nj Gesamtbelastungj (Normierung)
Tj
Zielwertj bzw. Target (j: Wirkungskategorie)
Ej Emissionj
A 1.7
Environmental Priority Strategy System (EPS-System)
Die Entwicklung des Environmental Priority Strategy System (EPS-System) geht auf die gemeinsamen Bestrebungen des schwedischen Industrieverbandes, des schwedischen Umweltforschungsinstituts (IVL: Institutet för Vatten- och Luftvardsforskning) und der Volvo Car Company im Jahre 1990 zurück, eine Methodik zu schaffen, die eine eindeutige Vergleichbarkeit
verschiedener Produkte hinsichtlich ihrer Umweltauswirkungen anhand eines vollaggregierten,
monetären Indikators ermöglicht. Die Beschreibung negativer ökologischer Auswirkungen wird
bei der EPS-Methode − in Anlehnung an die vom schwedischen Parlament verabschiedeten
Umweltschutzziele − durch die 5 sogenannten „safeguard subjects“ Biodiversität, ökologische
SEITE 182
Produktion, menschliche Gesundheit, natürliche Ressourcen (stoffliche und energetische) und
ästhetische Werte vorgenommen (Bild A 1.7). Die Umweltbelastungen eines Produktes werden
für die einzelnen safeguard subjects anhand des Energie- und Rohstoffverbrauchs sowie der
Schadstoffemissionen über Umweltbelastungsindizes (Environmental Impact Indexes) erfaßt.
In/Out:
• Ressourceninput
• Nicht reg. Energie
• Stoffl. Emissionen
• Flächenverbrauch
Natürliche Ressourcen
Zukünftige Kosten
Ökologische Produktion
OECD Marktwerte
ELU
Menschliche Gesundheit
Biodiversität
Willingness
to pay
Ästethische Werte
SACHBILANZ
WIRKUNGSBILANZ
BEWERTUNG
Bild A 1.7: Bilanzierungsschema des Environmental Priority Strategy System [LOUIS 97/2]
Für die safeguard subjects menschliche Gesundheit, Biodiversität und Ästhetik werden diese
Indizes auf Basis der Kosten ermittelt, die die Gesellschaft bereit ist zu bezahlen, um den Umweltschaden rückgängig zu machen bzw. erst gar nicht entstehen zu lassen („willingness to
pay“-Ansatz). Der Verbrauch stofflicher Ressourcen wird auf der Grundlage der Wiederherstellungskosten bewertet, während die energetischen Ressourcen über die zukünftigen Kosten
einer nachhaltigeren Energieform angesetzt werden (z.B. Kosten für 1 MJ Rapsöl/MJ Erdöl).
Eine Beeinträchtigung der ökologischen Produktion (z.B. entgangene Ernte) schließlich wird
über die in OECD-Ländern erzielbaren Marktwerte berechnet. Die Störungen aller safeguard
subjects werden dabei in sogenannten „Environmental Load Units“ (ELU) bemessen, wobei ein
ELU dem Wert eines ECUs der gemeinsamen europäischen Währung entspricht.
Neben dieser monetären Bewertung der Beeinträchtigung einzelner safeguard subjects (F1;
z.B. 1 Menschenleben = 106 ECU) gehen in die Berechnung der Umweltbelastungsindizes noch
die räumliche Ausbreitung (F2; z.B. Anzahl der Menschen, die pro Jahr an Herzgefäßverengung in Folge von Klimaveränderung sterben), die Intensität der Umweltbelastung (F3; z.B.
CO2-Äquivalenzwert für GWP), der betrachtete Zeithorizont (F4; z.B. 100 Jahre bei GWP100)
und der Beitrag der Substanz zum Gesamteffekt (F5; z.B. Auswirkung von 1 kg CO2 auf den
Treibhauseffekt) ein (Gl. A 1.10). Für den Fall, daß ein Schadstoff mehrere safeguard subjects
(j) beeinträchtigt, werden die einzelnen Indizes zu einem Gesamtindex addiert.
SEITE 183
m
Umweltbelastungsindex j = ∑ F1j ⋅ F2 j ⋅ F3 j ⋅ F4 j ⋅ F5 j
[ELU/kg]
Gl. A 1.10
j=1
Aus der multiplikativen Verknüpfung der Sachbilanzdaten mit den zugehörigen Umweltbelastungsindizes erhält man schließlich die jeweiligen Umweltbelastungswerte (Environmental
Impact Values), die summiert die Umweltbelastung des Produkts widerspiegeln [S TEEN 92;
RYDING 92; LOUIS 97/1; LOUIS 97/2].
A 1.8
Bewertungsproblematik
Allen Bilanzierungsverfahren gemein ist die zum Teil große Anzahl an Bewertungsschritten,
die notwendig ist, um die komplexen ökologischen Zusammenhänge auf wenige oder gar eine
einzige aussagekräftige Größe zu reduzieren. Die teilweise unterschiedlichen Modellannahmen,
die den verschiedenen Methoden zur Abbildung der Umwelt zugrunde liegen, können jedoch
zu abweichenden Priorisierungen verschiedener Umweltbelastungen führen. Anhand der Sachbilanzdaten einer bei der BMW Group in der Vergangenheit durchgeführten Bauteilbilanz soll
deshalb aufgezeigt werden, welchen Einfluß die Wahl der Bilanzierungsmethodik auf das Bilanzergebnis haben kann. Als Beispiel zur Verdeutlichung dieser Zusammenhänge wurde die
Studie einer wahlweise in Stahl (St) oder Aluminium (Al) ausführbaren Hinterachskonstruktion
für die BMW 7er Baureihe (E38) [NEUMANN 96/1] ausgewählt (Bild A 1.8).
MKB
MÖK
Umweltbelastung [%]
Nutzung
MIPS
ISCM
30,9
CML
22,8
Ecoin.
0
EPS
KEA
50,6
37,3
0
100
80
60
Nutzung
Produktion
40
20
0
St Al
St Al
St Al
St Al
St Al
St Al
St Al
St Al
Bild A 1.8: Vergleich verschiedener Bilanzierungsmethoden am Beispiel von Hinterachsvarianten
(eigene Berechnungen auf Basis der Sachbilanzdaten einer Bilanzierungsstudie der BMW Group;
Fahrzeug: BMW 730i E38; ∆m (St-Al): 40 %; LL: 200 000 km; ∆V: 7 % / 10 % Gewichtsreduktion)
MKB
MÖK
MIPS
ISCM
Methode der kritischen Belastungsmengen
Methode der ökologischen Knappheiten
Materialintensität pro Serviceeinheit
Integrated Substance Chain Management
CML
Eco-I.
EPS
KEA
Äquivalenzwert-Methode (Uni Leiden)
Eco-Indicator 95
Environmental Priority Strategy
SEITE 184
Die Berechnung der kritischen Belastungsmengen erfolgte auf Basis der für die BUWALStudie herangezogenen schweizer Grenzwerte [HABERSATTER 91]. Bei der Bestimmung der
kritischen Belastungsmengen in Luft fiel auf, daß das Ergebnis größtenteils durch die NOx- und
SO2-Emissionen dominiert wurde. Die treibhausrelevanten CO2-Emissionen waren nicht Bestandteil der Berechnung. Die abschließende Bewertung erfolgte mangels Gewichtungsschlüssel auf Basis einer Gleichgewichtung der 4 Umweltkriterien kritische Belastungsmengen in
Luft und Wasser, Gesamtenergieverbrauch sowie Deponievolumen.
Die ökologischen Knappheiten wurden auf Basis der Ökofaktoren der BUWAL-Studie berechnet [AHBE 90]. Auch hier zeigte sich, daß die Umweltbeeinträchtigung durch Luftschadstoffe in
der Herstellungsphase hauptsächlich durch die NOx- und SOx-Emissionen dominiert wurden.
Im Gegensatz zur Methode der kritischen Belastungsmengen fand auch eine Bewertung der
CO2-Emissionen statt, die in starkem Maß das Ergebnis der Nutzungsphase beeinflußten. Die
Luftschadstoffe trugen wiederum maßgeblich zum Gesamtergebnis bei, da durch den vorgegebenen Bewertungsschlüssel die auftretenden Emissionen in Wasser, das Abfallaufkommen und
auch der kumulierte Energieaufwand nur untergeordnet Berücksichtigung fanden.
Die Ermittlung der Materialintensitäten der betrachteten Bauteile nach dem MIPS-Konzept
ging auf ein gemeinsames Projekt zwischen der BMW Group und dem Wuppertalinstitut zurück, dessen Ziel es war, die BMW-Bauteilbilanzierung mit der MIPS-Methodik zu vergleichen
[NEUMANN 96/2]. Die Materialintensitätsanalyse basierte auf BMW-Sachbilanzdaten, die bedarfsweise durch Daten des Wuppertalinstituts ergänzt wurden.
Für die Erstellung der Umweltbilanzen nach dem ISCM-Modell wurden europäische Normalisierungswerte
aus
[GOEDKOOP
95]
sowie
Gewichtungsfaktoren
der
VNCI-Studie
[MCKINSEY 91; GIEGRICH 95] herangezogen. Der ökologische Vergleich beschränkte sich auf
die Umweltkategorien Treibhauseffekt, Versauerung, Eutrophierung, Ressourcenabbau und
Abfallaufkommen. Bei dem Bauteilvergleich nach dem ISCM-Modell fiel auf, daß das Gesamtergebnis v.a. durch den Treibhauseffekt und das Versauerungspotential bestimmt wurde,
während die anderen Kategorien von untergeordneter Bedeutung waren.
Die Bilanzierung nach der CML-Methode bezog sich auf die Umweltkategorien Treibhauseffekt, Versauerung, Eutrophierung und Ressourcenabbau [GOEDKOOP 95; HOFSTETTER 96].
Der Bewertungsschritt erfolgte aufgrund der Prämisse einer gleichrangigen Priorisierung aller
umweltlichen Effekte. Während die Produktionsphase überwiegend durch die Versauerungs-,
SEITE 185
Eutrophierungspotentiale und den Ressourcenabbau bestimmt wurde, dominierten in der Nutzungsphase der Treibhauseffekt und der Ressourcenabbau.
Beim Eco-Indicator 95 konnten für alle vorhergesehenen Umweltkategorien mit Ausnahme der
Ozonschichtzerstörung, des Sommer-Smogs und der Pestizidbelastung in Wasser alle Wirkungsabschätzungen vorgenommen und nach dem Verteilungsschlüssel der Methode gewichtet
werden [GOEDKOOP 95; LOUIS 96]. Für die Produktionsphase stellten sich dabei das Versauerungspotential und der Winter-Smog als ergebnisbestimmende Größen heraus, wogegen in der
Nutzungsphase die Kategorien Treibhauseffekt und Versauerungspotential überwogen.
Die Bilanzierung nach der EPS-Methode erfolgte nach den Bewertungsparametern des schwedischen Umweltforschungsinstituts [IVL 96]. Ausschlaggebend für das Bilanzergebnis waren
der Verbrauch an nicht erneuerbarer Energie (insbesondere Ölverbrauch) sowie die Schadstoffemissionen in Luft (dominiert durch die CO2-Emissionen), während der Verbrauch an metallischen Ressourcen wie auch die Wasseremissionen nur von untergeordneter Bedeutung waren.
Die Anwendung der verschiedenen Bilanzierungsmethoden zeigt, daß die Wahl des Bilanzierungsmodells aufgrund der Priorisierung bestimmter Schadstoff- bzw. Umweltkategorien einen
entscheidenden Einfluß auf das Bilanzergebnis haben kann, obwohl allen Bilanzen identische
Sachbilanzdaten zugrunde liegen. So würde die ökologische Produktentscheidung bei Anwendung der EPS-Methode oder bei alleiniger Betrachtung des kumulierten Energieaufwandes zugunsten der Aluminiumalternative ausfallen, während alle anderen Bilanzierungsverfahren die
Stahlvariante ökologisch günstiger einstufen.
A 1.9
Vergleich der Methoden
Die Hauptunterschiede der einzelnen Methoden sind einerseits in den zu erfassenden Stoff- und
Energieströmen der Sachbilanz zu sehen. So greift die MIPS-Methode nur auf die inputseitigen
Massenströme und der Eco-Indicator 95 nur auf die von einem Produkt verursachten Emissionen für die Beurteilung der Umweltverträglichkeit zurück, während die anderen Methoden sowohl massebezogene als auch energetische Input- und Outputströme ökologisch bewerten. Andererseits unterscheiden sich die verschiedenen Ansätze hinsichtlich der Modellierung der Ursache-Wirkungskette. Sowohl die beiden schweizer Methoden der kritischen Belastungsmengen und der ökologischen Knappheiten als auch das MIPS-Modell nehmen keine Abschätzung
SEITE 186
der Ursache-Wirkungskausalitäten vor, während die anderen Methoden die verschiedenen umweltlichen Effekte wie v.a. Treibhauseffekt, Ozonschichtzerstörung, Versauerung, Eutrophierung und Bildung photochemischer Oxidantien nach dem CML/SETAC-Ansatz beschreiben.
Darüber hinaus erfolgt im Eco-Indicator und auch im EPS-System noch eine Bemessung der
von diesen umweltlichen Effekten ausgehenden konkreten Schäden auf Mensch und Umwelt.
Die EPS-Methode geht dabei sogar noch soweit, diese Schäden monetär zu bewerten.
Sowohl die Methode der kritischen Belastungsmengen als auch die CML-Methodik ermöglicht
nur eine Teilaggregation der Sachbilanzdaten so daß der abschließende − aber für eine eindeutige ökologische Aussage notwendige − Bewertungsschritt unterbleibt. Die Methode der ökologischen Knappheiten, das ISCM-Modell, der Eco-Indicator und das EPS-System beinhalten
dagegen eine Gegenüberstellung der einzelnen Umwelteffekte. Durch diese Vollaggregation
des Bilanzergebnisses zu einer eindimensionalen Größe erhöht sich i.d.R. jedoch auch der Bilanzierungsaufwand, der die Praktikabilität und auch die Transparenz dieser Ansätze beeinträchtigt. Der abschließende Bewertungsschritt ist zudem bei allen Methoden kritisch zu hinterfragen, da hierbei durch den Ansatz stark subjektiv wertender Elemente die naturwissenschaftliche Belastbarkeit des Bilanzergebnisses eingeschränkt wird.
In Tabelle A 1.3 sind die verschiedenen Methoden nochmals kurz anhand der Kriterien Transparenz (Nachvollziehbarkeit), Praktikabilität (Zeit- und Kostenaufwand, Flexibilität), Vollständigkeit (Einbeziehung umweltrelevanter Faktoren) sowie wissenschaftliche Begründbarkeit
(Objektivität, Trennung von Wirkungsanalyse und Bewertung) gegenübergestellt. Sowohl das
ISCM-Modell als auch die CML-Methodik erfüllen dabei die Prüfkriterien in Summe am besten und zeichnen sich aufgrund der klaren Trennung zwischen Wirkungsbilanz und Bewertung
durch eine hohe Affinität zur ISO TC 14040 ff. aus.
Tabelle A 1.3: Bewertung verschiedener Ökobilanzierungsmethoden
Kriterium
Methode
MKB
MÖK
MIPS
ISCM
CML
Eco-Indicator 95
EPS
Transparenz
Vollständigk.
Praktikabilität
Wissenschaftl.
Begründbark.
++
+
+
++
++
o
-
o
-++
++
+
++
+
+
o
o
o
-
o
-+
++
+
-
++/+/o/-/--: Kriterium sehr gut / gut / mittelmäßig / schlecht / sehr schlecht erfüllt
ANHANG 2: CHARAKTERISIERUNGSFAKTOREN ZUR WIRKUNGSABSCHÄTZUNG
A2
Charakterisierungsfaktoren zur Wirkungsabschätzung
A 2.1
Weltvorräte energetischer und mineralischer Rohstoffe
Rohstoff
Steinkohle (1997)
Braunkohle (1997)
Erdöl
Erdgas (Inhalt)
Uran (Inhalt)
Eisenerz
Phosphat
Bauxit
Schwefel
Kalisalze (K2O)
Manganerz
Chromit
Magnesit
Titan (Inhalt)
Baryt
Flußspat
Bor-Rohstoffe
Zirkonium (Inhalt)
Graphit
Diamanten (Industrie)
Kupfer (Inhalt)
Zink (Inhalt)
Blei (Inhalt)
Nickel (Inhalt)
Zinn (Inhalt)
Antimon (Inhalt)
Molybdän (Inhalt)
Seltene Erden
Vanadium (Inhalt)
Wolfram (Inhalt)
Kobalt (Inhalt)
Silber (Inhalt)
Gold (Inhalt)
Lithium (Inhalt)
Quecksilber (Inhalt)
Wismut (Inhalt)
Platin (Inhalt)
Reserven 1995
[1000 t]
592 000 000
194 000 000
138 300 000
91 500 000
2 122
150 000 000
11 000 000
23 000 000
1 400 000
8 400 000
680 000
3 700 000
2 500 000
179 850
170 000
210 000
170 000
32 000
21 000
0,196
310 000
140 000
68 000
47 000
7 000
4 200
5 500
100 000
10 000
2 100
4 000
280
44
2501
126
107
56
Jahresproduktion 1995
[1000 t]
SEITE 187
Statische Reichweite
[a]
3 846 000
845 000
3 225 946
1 437 000
34
1 019 879
135 446
112 931
56 000
24 584
20 500
12 242
9 542
2 378
4 933
4 023
3 700
576
710
0,02
9 988
6 791
2 629
1 013
189
119
119
72
32,3
22,8
18
13,5
2
11,9
2,9
3
0,3
Quelle: Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe (BGR), Hannover [BGR 97]
154
230
43
64
62
147
81
204
25
342
33
302
262
76
34
52
46
56
30
10
31
21
26
46
37
35
46
1389
310
92
222
21
22
210
43
35
187
A 2.2
SEITE 188
Treibhauspotentiale und atmosphärische Lebensdauern
Substanz
Kohlendioxid CO2
Standardemissionen
Kohlenmonoxid (ind.)
Lachgas N2O
Methan CH4
NM VOC (ind.)
NOx (ind.)
Schwefelhexafluorid SF6
Halogenierte KW
Chloroform CHCl3
Methylenchlorid CH2Cl2
Perfluormethan CF4
Perfluorethan C2F6
Perfluorcyclobutan C4F8
Perfluorhexan C6F14
FCKW´s
R11 CFCl3
R12 CF2Cl2
R13 CClF3
R113 C2F3Cl3
R114 C2F4Cl2
R115 C2F5Cl
H-FCKW´s
R22 CF2HCl
R123 C2F3HCl2
R124 C2F4HCl
R141b C2FH3Cl2
R142b C2F2H3Cl
R225ca C3F5HCl2
R225cb C3F5HCl2
Tetrachlorkohlenstoff CCl 4
Methylchloroform CH3CCl3
Halone
H-1301 CF3Br
FKW´s
R23
R32
R43-10
R125
R134
R134a
R152a
R143
R143a
R227ea
R236fa
R245ca
Lebensdauer
[a]
50-200
GWP 20
[CO2-Äquiv.]
1
GWP 100
[CO2-Äquiv.]
1
GWP 500
[CO2-Äquiv.]
1
0
280
56
0
0
16500
0
310
21
0
0
23900
0
170
6,5
0
0
36500
0,5
0,4
50000
10000
3200
3200
15
28
4100
8200
6000
4500
5
9
6300
12500
9100
6800
1
3
9800
19100
13300
9900
50
102
640
85
300
1700
5000
7900
8100
5000
6900
6200
4000
8500
11700
5000
9300
9300
1400
4200
13600
2300
8300
13000
13,3
1,4
5,9
9,4
19,5
2,5
6,6
42
5,4
4300
300
1500
1800
4200
550
1700
2000
360
1700
93
480
630
2000
170
530
1400
110
520
29
150
200
630
52
170
500
35
65
6200
5600
2200
250
6
20,8
36
11,9
14
1,5
3,5
55
41
250
7
9200
1800
3300
4800
3100
3300
460
950
5200
4500
6100
1900
12100
580
1600
3200
1200
1300
140
290
4400
3300
8000
610
9900
180
520
1100
370
420
44
90
1600
1100
6600
190
0,05
120
14,5
n. b.
n. b.
3200
Quelle: Intergovernmental Panel on Climate Change, 1996 [IPCC 96]
A 2.3
SEITE 189
Ozonabbaupotentiale halogenierter Kohlenwasserstoffe
Substanz k
ODPk
[FCKW-R11-Äq.]
Substanz k
ODPk
[FCKW-R11-Äq.]
FCKW-11
1,0
C2H2F3Br
0,7 – 1,6
FCKW-12
1,0
C2H3FBr2
0,1 – 1,7
FCKW-113
0,8
C2H3F2Br
0,2 – 1,1
FCKW-114
1,0
C2H4Br
0,07 – 0,1
FCKW-115
0,6
C3HFBr6
0,3 – 1,5
Halon 1211
3,0
C3HF2Br5
0,2 – 1,9
Halon 1301
10,0
C3HF3Br4
0,3 – 1,8
Halon 2404
6,0
C3HF4Br3
0,5 – 2,2
FCKW-13
1,0
C3HF5Br2
0,9 – 2,0
FCKW-111
1,0
C3HF6Br
0,7-3,3
FCKW-112
1,0
C3H2FBr5
0,1 – 1,9
FCKW-211
1,0
C3H2F2Br4
0,2 – 2,1
FCKW-212
1,0
C3H2F3Br3
0,2 – 5,6
FCKW-213
1,0
C3H2F4Br2
0,3 – 7,5
FCKW-214
1,0
C3H2F5Br
0,9 – 1,4
FCKW-215
1,0
C3H3FBr4
0,08 – 1,9
FCKW-216
1,0
C3H3F2Br3
0,1 – 3,1
FCKW-217
1,0
C3H3F3Br2
0,1 – 2,5
CCl4
1,1
C3H3F4Br
0,3 – 4,4
Methyl - Chloroform
0,1
C3H4FBr3
0,03 – 0,3
CH3Br – Methylbromid
0,7
C3H4F2Br2
0,1 – 1,0
CHFBr2
1,0
C3H4F3Br
0,07- 0,8
CHF2Br (HBFC-22B1)
0,74
C3H5FBr2
0,04 – 0,4
CH2FBr
0,73
C3H5F2Br
0,07 – 0,8
C2HFBr4
0,3 – 0,8
C3H6FBr
0,02 – 0,7
C2HF2Br3
0,5 – 1,8
HFCKW-22
0,05
C2HF3Br2
0,4 – 1,6
HFCKW-123
0,02
C2HF4Br
0,7 – 1,2
HFCKW-124
0,02
C2H2FBr3
0,1 – 1,1
HFCKW-141b
0,1
C2H2F2Br2
0,2 – 1,5
HFCKW-142b
0,06
Quelle: World Meteorological Organization, 1996 [WMO/UNEP 95; EPA 95]
A 2.4
SEITE 190
Berechnung des Versauerungspotentiales verschiedener Substanzen
ν [--]
Substanz Reaktionsgleichung
M [kg·mol-1] AP [SO2-Äquiv.]
SO 2
SO2 + H 2 O + O3 ⇒ 2H + + SO42 − + O2
2
64
1,00
NO
NO + O3 + 1/2 H 2 O ⇒ H + + NO3− + 3/4 O2
1
30
1,07
NO 2
NO2 + 1/2 H 2 O + 1/4 O2 ⇒ H + + NO3−
1
46
0,70
NO x *
NO2 + 1/2 H 2 O + 1/4 O2 ⇒ H + + NO3−
1
46
0,70
NH 3
NH 3 + 2O2 ⇒ H + + NO3− + H 2 O
1
17
1,88
HCl
HCl ⇒ H + + Cl −
1
36,5
0,88
HF
HF ⇒ H + + F −
1
20
1,60
*
Annahme x Durchschnitt = 2
Quelle: [HEIJUNGS 92]
A 2.5
Berechnung des Eutrophierungspotentiales verschiedener Substanzen
Substanz
ν [--]
M [kg·mol-1]
EP [PO43—Äquivalent]
N
1/ 16
14
0,42
NO
1/ 16
30
0,20
NO 2
1/ 16
46
0,13
NO x
1/ 16
46
0,13
NO 3-
1/ 16
62
0,10
NH 3
1/ 16
17
0,35
NH +4
1/ 16
18
0,33
P
1
31
3,06
PO 3-4
1
95
1,00
P2 O 5
2
142
1,34
1/ 138
32
0,022
COD (as O 2 )
*
**
Annahme xDurchschnitt = 2
Chemical Oxygen Demand (Chemischer Sauerstoffbedarf)
Quelle: [HEIJUNGS 92]
A 2.6
SEITE 191
Photochemische Ozonbildungspotentiale
Substanz k
POCPk
[Ethylen-Äq.]
Substanz k
POCPk
[Ethylen-Äq.]
Alkane (allg.)
0,398
Olefine (allg.)
0,906
Methan
0,007
Ethylen
1,000
Ethan
0,082
Propylen
1,030
Propan
0,420
1-Buten
0,959
n-Butan
0,410
1 Penten
1,059
i-Butan
0,315
Aldehyde (allg.)
0,443
n-Pentan
0,408
Formaldehyd
0,421
i-Pentan
0,296
Acetalaldehyd
0,527
2-Methylpentan
0,524
Propionalaldehyd
0,603
3-Methylpentan
0,431
Alkohole (allg.)
0,196
n-Hexan
0,421
Methanol
0,123
2-Methylhexan
0,492
Ethanol
0,268
3-Methylhexan
0,492
Ketone (allg.)
0,326
n-Heptan
0,529
Aceton
0,178
2-Methylheptan
0,469
Methylethylketon
0,473
n-Oktan
0,493
Ester (allg.)
0,223
2-Methyloktan
0,505
Methylacetat
0,025
n-Nonan
0,469
Ethylacetat
0,218
2-Methylnonan
0,448
i-Propylacetat
0,215
Aromaten (allg.)
0,761
n-Butylacetat
0,323
Benzol
0,189
i-Butylacetat
0,332
Toluol
0,563
Halogenierte KW (allg.)
0,021
m-Xylol
0,993
Methylenchlorid
0,010
o-Xylol
0,666
Methylchloroform
0,001
p-Xylol
0,888
Trichlorethan
0,066
Ethylbenzol
0,593
Tetrachlorkohlenstoff
0,005
m-Ethyltoluol
0,794
Sonstige
o-Ethyltoluol
0,668
VOC allg.
0,337
p-Ethyltoluol
0,725
NMVOC allg.
0,416
n-Propylbenzol
0,492
Acetylen
0,168
i-Propylbenzol
0,565
CO
0,036
Quelle: HEIJUNGS ET AL. 1992 [LINDFORS 95/2]
ANHANG 3: LEICHTBAUINDUZIERTER KRAFTSTOFFMINDERVERBRAUCH
SEITE 192
A3
Leichtbauinduzierter Kraftstoffminderverbrauch
A 3.1
Technische Daten des Versuchsfahrzeuges BMW 528i E39 (5M Getriebe)
Abmessungen
Länge / Breite / Höhe
Radstand
Spurweite vorn / hinten
4775 mm / 1800 mm / 1435 mm
2830 mm
1512 mm / 1526 mm
Gewichte
Leergewicht (EG)
Fahrzeug-Bezugsmasse (93/116/EG)
Zulässiges Gesamtgewicht
1535 kg
1560 kg
2025 kg
Motordaten M 52 B 28 6-Zylinder-4-Ventil
Verbrennungsverfahren
Hubraum
Hub / Bohrung
Verdichtung
Nennleistung
Maximales Drehmoment
Leerlaufdrehzahl
Abregeldrehzahl
Drehzahl Schubabschaltung / Schubhysterese
Ottoprozeß mit äußerer Gemischbildung
2,793 dm3
84 mm / 84 mm
10,2 : 1
142 kW bei 5300 min -1
280 Nm bei 3950 min-1
700 min-1
6500 min-1
926 min-1/ 224 min-1
Antriebsstrang
Antrieb
Differential Übersetzung iHA / Wirkungsgrad ηHA
Getriebe
Getriebe Übersetzung iGetr / Wirkungsgrad ηGetr 1. Gang
Heckantrieb
2,93 / 0,95
Manuell betätigtes 5 Gang Schaltgetriebe
4,210 / 0,97
2,493 / 0,97
1,667 / 0,97
1,240 / 0,97
1,000 / 0,99
Rotatorische Massenträgheitsmomente
Motor JMotor
Getriebe JGetriebe Eingang / Ausgang
Achsen und Räder JAchsen + Räder
0,2831 kg · m2
0,0095 kg · m2 / 0,0084 kg · m2
4,9000 kg · m2
Bereifung
Reifen auf Felge
Dynamischer Rollradius rdyn
Rollwiderstandsbeiwert fR
225/60R15 96 W 7J x 15 LM
314,9 mm - 317,6 mm
0,0091 - 0,0210
Luftwiderstand
Luftwiderstandsbeiwert cW
Stirnfläche A
0,29
2,17 m2
Fahrleistungen
Vmax
0 - 100 km/h
80 - 120 km/h, 4. Gang
236 km/h
7,5 s
8,4 s
Verbräuche
Verbrauch NEFZ Innerorts / Außerorts / Gesamt
CO2-Emission NEFZ Gesamt
14,2 l/100 km / 7,4 l/100 km / 9,9 l/100 km
235 g/km
Quelle: BMW Group, Technische Daten Pkw-Modelle Europa, Modelljahr 1998
A 3.2
SEITE 193
Fahrzyklen
A 3.2.1 Neuer Europäischer Fahrzyklus mit zugrunde liegenden Schwungmassenklassen
New European Driving Cycle - NEDC
(Neuer Europäischer Fahrzyklus - NEFZ)
140
Geschwindigkeit [km/h]
120
ECE-City-Cycle
NEDC (ECE-City-Cycle+EUDC)
EUDC
Länge:
Streckenanteil:
Dauer:
v max :
v mittel:
Länge:
Streckenanteil:
Dauer:
v max :
v mittel:
Länge:
Streckenanteil:
Dauer:
v max :
v mittel:
4,052 km
36,8 %
780 s
50 km/h
18,9 km/h
11,007 km
100%
1180 s
120 km/h
33,5 km/h
6,955 km
63,2 %
400 s
120 km/h
65,2 km/h
100
80
60
40
20
0
0
200
400
600
800
1000
1200
Zeit [s]
ECE-City-Cycle
(Stadtzyklus)
EUDC
(außerstädtischer Fahrzyklus)
Zyklusdauer von 1180 s enthält nicht die Leerlaufphase von 40 s zu Beginn des Tests nach Kaltstart
Bezugsmasse des Fahrzeugs
Untergrenze [kg]
0
480
540
595
650
710
765
850
965
1080
1190
1305
1420
1530
1640
1760
1870
1980
2100
2210
2380
2610
Bezugsmasse des Fahrzeugs
Obergrenze [kg]
480
540
595
650
710
765
850
965
1080
1190
1305
1420
1530
1640
1760
1870
1980
2100
2210
2380
2610
7000
äquivalente
Schwungmasse [kg]
455
510
570
625
680
740
800
910
1020
1130
1250
1360
1470
1590
1700
1810
1930
2040
2150
2270
2270
2270
Quellen: NEFZ nach Richtlinie 91/441/EWG; Schwungmassen nach Richtlinie 93/116/EG
SEITE 194
A 3.2.2 Kundennahes Fahrprofil verbrauchsoptimiert
BMW Fahrprofil - verbrauchsoptimiert
200
Stadt
180
160
Landstraße
Länge:
Gewichtung 3er:
Gewichtung 5er:
Gewichtung 7er:
Dauer:
vmax:
vmittel:
9,853 km
34 %
27 %
24 %
1200 s
62,7 km/h
29,5 km/h
Länge:
Gewichtung 3er:
Gewichtung 5er:
7er:
Dauer:
vmax:
vmittel:
Autobahn
99,667 km
34%
30 % Gewichtung
27 %
4756 s
115,2 km/h
75,4 km/h
Länge:
Gewichtung 3er:
Gewichtung 5er:
Gewichtung 7er:
Dauer:
vmax:
vmittel:
53,034 km
32 %
43 %
49 %
1493 s
143,8 km/h
127,8 km/h
140
120
100
80
60
40
20
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
Zeit [s]
Stadt
Landstraße
Autobahn
Empirisch ermitteltes Fahrprofil auf Basis der Fahrleistungen des BMW 740i bei verbrauchsoptimierter
Fahrweise (inklusive Höhenprofil)
Die BMW Versuchsstrecke wurde zum einen mit einem BMW 318i (E46) sowie zum anderen
mit einem BMW 740i (E38) durchgefahren. Hierbei wurden die zugehörigen Geschwindigkeits-Zeitprofile aufgenommen. In Abhängigkeit von der Elastizität im 5. Gang wurden die zu
messenden bzw. simulierenden Fahrzeuge diesen beiden Fahrprofilen zugeordnet. Die weniger
beschleunigungsstarken Fahrzeuge BMW 316i, 318i, 320i, 323i, 520i, 523i, und 728i sowie
alle Dieselfahrzeuge wurden auf Grundlage des Geschwindigkeitsprofiles des BMW 318i berechnet, für alle anderen Fahrzeuge, wie auch das Versuchsfahrzeug (BMW 528i), wurde das
Profil des BMW 740i herangezogen. Auf Basis von Kundenbefragungen ist zudem eine baureihenspezifische Gewichtung der Teilstrecken Stadt, Landstraße und Autobahn möglich gewesen
und in das Fahrprofil aufgenommen worden.
Richtlinien der verbrauchsoptimierten Fahrweise:
• Vorausschauende Fahrweise
• Möglichst niedrige Längsdynamik (geringe Beschleunigungen und Verzögerungen)
• Frühzeitiges Hochschalten (maximale Schaltdrehzahl 3500 min-1)
• Wahl des größtmöglichen Ganges bei Konstantfahrt
• Höchstgeschwindigkeit Ortschaft: 50 km/h
• Höchstgeschwindigkeit Landstraße: 100 km/h
• Höchstgeschwindigkeit Autobahn: 130 bis 140 km/h
Quelle: BMW Group
SEITE 195
A 3.2.3 Kundennahes Fahrprofil sportlich
BMW Fahrprofil - sportlich
Stadt
300
Landstraße
Länge:
Gewichtung 3er:
Gewichtung 5er:
Gewichtung 7er:
Dauer:
vmax:
vmittel:
250
9,853 km
34 %
27 %
24 %
1200 s
62,7 km/h
29,5 km/h
Länge:
Gewichtung 3er:
Gewichtung 5er:
Gewichtung 7er:
Dauer:
vmax:
vmittel:
Autobahn
99,718 km
34%
30 %
27 %
4543 s
122,5 km/h
79,0 km/h
Länge:
Gewichtung 3er:
Gewichtung 5er:
Gewichtung 7er:
Dauer:
vmax:
vmittel:
53,665 km
32 %
43 %
49 %
1085 s
235,8 km/h
177,9 km/h
200
150
100
50
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
Zeit [s]
Stadt
Landstraße
Autobahn
Empirisch ermitteltes Fahrprofil auf Basis der Fahrleistungen des BMW 740i bei sportlicher Fahrweise
(inklusive Höhenprofil)
Richtlinien der sportlichen Fahrweise:
•
•
•
•
•
Hohe Längsdynamik (hohe Beschleunigungen und Verzögerungen)
Spätes Hochschalten (Ausfahren der Gänge)
Höchstgeschwindigkeit Ortschaft: 50 km/h
Höchstgeschwindigkeit Landstraße: 100 km/h
Höchstgeschwindigkeit Autobahn: maximal mögliche Geschwindigkeit
Quelle: BMW Group
A 3.3
Simulation von Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen
A 3.3.1 Simulationsprogramm FALKE
Bei dem verwendeten Simulationsprogramm Falke (FAhrLeistung, Kraftstoffverbrauch, Emissionen) handelt es sich um ein von der Firma BMW entwickeltes und in FORTRAN 77 programmiertes System, das auf einem der Zentralrechner im Forschungs- und Ingenieurzentrum
(FIZ) installiert ist und auf das man mittels Netzwerkverbindungen zugreifen kann.
SEITE 196
Bei der Datenkonfiguration unterscheidet man zwischen Steuerdaten, die den methodischen
Ablauf der Simulation vorgeben, und Berechnungsdatensätze, die das zu berechnende Fahrzeug
und weitere, der Verbrauchsberechnung zugrunde gelegte Parameter, abbilden. Die Daten werden dabei jeweils in Gruppen, sogenannten Membern, zusammengefaßt, so daß z.B. die zusammengehörigen Daten eines Fahrzeuges, wie Fahrzeugmasse, Luftwiderstandsbeiwert, Reifen, Motorenkennfeld, Massenträgheiten von Achsen und Wellen, Getriebe (Übersetzungen,
Wirkungsgrade) nicht einzeln eingegeben werden müssen, sondern über die übergeordnete
Wahl eines Fahrzeugmembers automatisch in die Simulation mit eingebunden werden. Für
Verbrauchsberechnungen können Fahrzyklen bzw. -profile nachgefahren werden.
Bei der Berechnung des Kraftstoffverbrauchs wird das Fahrprofil in kurze Intervalle (hier: 1 s)
zerlegt. Aus der Summe der Fahrwiderstände und der Gesamtübersetzung sowie den jeweiligen
Wirkungsgraden des Triebstranges wird auf Basis der Geschwindigkeitsvorgabe des Fahrprofiles schließlich der aktuelle Betriebspunkt des Motors berechnet. Aus dem stationären Verbrauchskennfeld des Motors werden hieraus zeitabhängige Momentanverbräuche berechnet, die
über die Gesamtzeit des Profiles zum absoluten Kraftstoffverbrauch aufintegriert werden. Die
Fahrleistungen werden über ein quasistationäres Verfahren aus den maximalen Werten für
Motormoment und -drehzahl anhand der Volllastkennlinie errechnet. Rechnet man anschließend Motormoment und -drehzahl bis zum Antriebsrad für unterschiedliche Geschwindigkeiten
zurück, so so lassen sich hieraus die Fahrleistungen berechnen.
In der folgenden Tabelle werden die in FALKE berücksichtigten Parameter der Verbrauchsund Fahrleistungssimulation nochmals detailliert aufgeführt:
Übersicht über die wichtigsten FALKE-Simulationsparameter und -kennfelder
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Fahrzeugdaten
Motorkennfeld
Motorvollast
Motorwarmlauf
Ölpumpenkennlinie
Generatorkennfeld
Schalt- / Automatikgetriebe
Getriebewirkungsgradkennfeld
Getriebewarmlauf
Quelle: [HECKES 94]
•
•
•
•
•
•
•
•
Schaltkennfeld Automatik
Wandlerkennfeld
Schaltkennfeld Wandlerüberbrückung
Achsgetriebekennfeld
Achsgetriebewarmlauf
Reifen
Geschwindigkeitsprofil
Schwungmassenklassen
SEITE 197
A 3.3.2 Simulationsergebnisse BMW 528i
Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen bei unterschiedlichen Gewichten
NEFZ
Mix (warm)
Kraftstoffverbrauch [l/100km]
verbrauchsoptimiert (warm)
Fahrleistung
Zeit [s]
80-120
Autobahn km/h im 5. 0-100km/h
Gang
16,0832
8,13
5,94
16,2187
8,47
6,09
16,3559
8,81
6,24
16,4960
9,15
6,38
16,6280
9,50
6,53
16,7746
9,85
6,67
16,9110
10,20
6,82
17,0391
10,55
7,00
17,1969
10,90
7,20
17,3109
11,25
7,40
17,4181
11,61
7,61
17,5169
11,97
7,81
17,6321
12,33
8,01
17,7259
12,69
8,22
17,8286
13,06
8,42
sportlich (warm)
kalt
warm
verbr.opt.
sportl.
Stadt
Landstr.
Autobahn
Stadt
Landstr.
1210
1260
1310
1360
1410
1460
1510
1560
1610
1660
1710
1760
1810
1860
1910
9,5736
9,6395
9,7066
9,7729
9,8393
9,9123
9,9849
10,0311
10,1054
10,1796
10,2539
10,3283
10,4026
10,4769
10,5512
7,5543
7,6258
7,6979
7,7697
7,8414
7,9173
7,9925
8,0683
8,1447
8,2211
8,2975
8,3740
8,4502
8,5266
8,6029
7,1900
7,2602
7,3316
7,4065
7,4865
7,5669
7,6447
7,7248
7,8082
7,8898
7,9723
8,0493
8,1338
8,2122
8,2898
10,8880
11,0052
11,1245
11,2485
11,3745
11,5061
11,6303
11,7507
11,8871
12,0012
12,1124
12,2158
12,3321
12,4359
12,5427
6,6197
6,7165
6,8148
6,9211
7,0398
7,1538
7,2587
7,3620
7,4723
7,5840
7,6918
7,7867
7,9078
8,0183
8,1270
6,5846
6,6721
6,7625
6,8545
6,9510
7,0524
7,1559
7,2659
7,3797
7,4881
7,6010
7,7040
7,8101
7,9128
8,0122
7,9705
8,0120
8,0532
8,0963
8,1405
8,1853
8,2281
8,2728
8,3180
8,3620
8,4074
8,4551
8,5016
8,5428
8,5856
6,6197
6,7165
6,8148
6,9211
7,0398
7,1538
7,2587
7,3620
7,4723
7,5840
7,6918
7,7867
7,9078
8,0183
8,1270
7,2831
7,3925
7,5048
7,6217
7,7457
7,8716
7,9956
8,1204
8,2496
8,3661
8,4861
8,6036
8,7172
8,8293
8,9403
Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen bei unterschiedlichen Hinterachsübersetzungen
NEFZ
Mix (warm)
Fahrleistung
Zeit [s]
80-120
Gang
15,4921
14,72
7,54
15,7703
14,14
7,46
16,0059
13,61
7,38
16,2270
13,11
7,31
16,4204
12,66
7,24
16,5926
12,23
7,19
16,7478
11,84
7,13
16,8194
11,53
7,09
16,8963
11,18
7,06
16,9950
10,85
7,02
17,0391
10,55
7,00
17,1774
10,26
7,00
17,2857
9,98
7,02
17,4300
9,72
7,04
17,4943
9,51
7,05
17,6253
9,27
7,06
17,6954
9,03
7,07
17,7792
8,81
7,07
17,8335
8,60
7,06
17,8713
8,39
7,07
17,9015
8,19
7,06
sportlich (warm)
Hinterachsübersetzung [--]
kalt
warm
verbr.opt.
sportl.
Stadt
Landstr.
Autobahn
Stadt
Landstr.
2,34
2,40
2,46
2,52
2,58
2,64
2,70
2,75
2,81
2,87
2,93
2,99
3,05
3,11
3,16
3,22
3,28
3,34
3,40
3,46
3,52
8,9828
9,0743
9,1644
9,2749
9,3857
9,4772
9,5963
9,6928
9,8100
9,9190
10,0311
10,1752
10,2967
10,4196
10,5234
10,6497
10,7846
10,9220
11,0571
11,1944
11,3415
7,2878
7,3550
7,4215
7,5004
7,5798
7,6665
7,7528
7,8232
7,9078
7,9869
8,0683
8,1539
8,2418
8,3308
8,4060
8,4979
8,5943
8,6970
8,7876
8,8850
8,9921
7,2135
7,2694
7,3235
7,3743
7,4220
7,4677
7,5150
7,5559
7,6082
7,6637
7,7248
7,7903
7,8590
7,9251
7,9897
8,0625
8,1276
8,2046
8,2768
8,3543
8,4313
10,8158
10,9606
11,0837
11,2006
11,3092
11,4113
11,5068
11,5640
11,6298
11,7017
11,7507
11,8426
11,9225
12,0125
12,0713
12,1585
12,2208
12,2923
12,3490
12,4057
12,4618
7,0444
7,0678
7,0815
7,0973
7,1197
7,1506
7,1866
7,2247
7,2729
7,3128
7,3620
7,4160
7,4727
7,5101
7,5694
7,6174
7,6686
7,7275
7,7746
7,8435
7,9148
6,7825
6,8316
6,8832
6,9316
6,9831
7,0291
7,0837
7,1231
7,1698
7,2189
7,2659
7,3182
7,3727
7,4260
7,4746
7,5322
7,5618
7,6219
7,6803
7,7405
7,8031
7,6203
7,7015
7,7827
7,8571
7,9181
7,9727
8,0222
8,0658
8,1246
8,1944
8,2728
8,3548
8,4408
8,5338
8,6129
8,7119
8,8105
8,9106
9,0083
9,1032
9,1938
7,0444
7,0678
7,0815
7,0973
7,1197
7,1506
7,1866
7,2247
7,2729
7,3128
7,3620
7,4160
7,4727
7,5101
7,5694
7,6174
7,6686
7,7275
7,7746
7,8435
7,9148
7,5072
7,5701
7,6306
7,6892
7,7538
7,8194
7,8829
7,9367
8,0022
8,0645
8,1204
8,1800
8,2399
8,2996
8,3502
8,4096
8,4708
8,5360
8,6048
8,6777
8,7571
Kraftstoffverbrauch und Fahrleistungen bei unterschiedlichen Gewichten mit angep. Hinterachse
NEFZ
Mix (warm)
Fzg.-Gew.
[kg]
HA
[--]
kalt
warm
verbr.opt.
sportl.
Stadt
Landstr.
Autobahn
Stadt
Landstr.
1210
1260
1310
1360
1410
1460
1510
1560
1610
1660
1710
1760
1810
1860
1910
2,440
2,508
2,578
2,647
2,717
2,788
2,858
2,930
3,000
3,070
3,140
3,208
3,276
3,345
3,411
8,5996
8,8017
9,0067
9,1913
9,4033
9,6180
9,8225
10,0311
10,2410
10,4549
10,6706
10,8843
11,0985
11,3144
11,5222
6,8554
7,0220
7,1919
7,3686
7,5453
7,7234
7,8941
8,0683
8,2434
8,4211
8,6000
8,7778
8,9556
9,1336
9,3059
6,7162
6,8637
7,0042
7,1379
7,2786
7,4224
7,5708
7,7248
7,8829
8,0376
8,2002
8,3603
8,5227
8,6864
8,8437
10,1858
10,4188
10,6480
10,8819
11,1065
11,3237
11,5528
11,7507
11,9636
12,1659
12,3548
12,5410
12,7156
12,8887
13,0317
6,2200
6,3853
6,5434
6,6983
6,8694
7,0332
7,1977
7,3620
7,5328
7,6859
7,8546
8,0189
8,1916
8,3630
8,5249
6,1133
6,2713
6,4323
6,5940
6,7595
6,9286
7,0976
7,2659
7,4367
7,6052
7,7752
7,9397
8,1038
8,2690
8,4298
7,4483
7,5773
7,6926
7,7934
7,8977
8,0113
8,1353
8,2728
8,4140
8,5602
8,7137
8,8680
9,0228
9,1806
9,3326
6,2200
6,3853
6,5434
6,6983
6,8694
7,0332
7,1977
7,3620
7,5328
7,6859
7,8546
8,0189
8,1916
8,3630
8,5249
6,7637
6,9529
7,1435
7,3350
7,5305
7,7286
7,9264
8,1204
8,3151
8,5093
8,7040
8,8809
9,0703
9,2566
9,4341
Quelle: Simulationsberechnungen mit FALKE
Fahrleistung
Zeit [s]
80-120
Gang
15,0634
10,55
5,98
15,3695
10,55
6,11
15,6702
10,55
6,23
15,9834
10,55
6,37
16,2620
10,55
6,50
16,5259
10,55
6,66
16,8174
10,55
6,83
17,0391
10,55
7,00
17,2913
10,55
7,20
17,5300
10,55
7,39
17,7276
10,55
7,57
17,9341
10,55
7,76
18,0995
10,55
7,93
18,2644
10,55
8,09
18,3714
10,55
8,26
sportlich (warm)
SEITE 198
A 3.3.3 Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten von BMW Fahrzeugen
Typ
316i
318i
320i
323i
328i
520i
523i
528i
535i
540i
728i
735i
740i
318 tds
525 tds
725 tds
Fzg.Leistung
Spezif.
Gewicht
Leistungsgewicht
[kg]
[kW]
[kg/kW]
1335
1335
1400
1410
1420
1510
1520
1560
1680
1705
1810
1865
1920
1380
1580
1845
75
85
110
125
142
110
125
142
173
210
142
173
210
66
105
105
17,8
15,7
12,7
11,3
10,0
13,7
12,2
11,0
9,7
8,1
12,7
10,8
9,1
20,9
15,0
17,6
Kraftstoffminderverbrauchskoeffizient
(Kaltabfahrt)
[l/(100 kg · 100 km)]
ohne Anpassung iHA
mit Anpassung iHA
NEFZ vbr.-opt. sportl. NEFZ vbr.-opt. sportl.
0,134
0,145
0,166 0,343
0,361
0,457
0,139
0,144
0,178 0,377
0,400
0,467
0,124
0,131
0,205 0,426
0,412
0,556
0,133
0,139
0,200 0,394
0,407
0,500
0,116
0,135
0,219 0,440
0,392
0,553
0,126
0,123
0,203 0,379
0,360
0,513
0,119
0,113
0,186 0,363
0,370
0,502
0,134
0,141
0,235 0,409
0,346
0,510
0,073
0,102
0,179 0,384
0,383
0,488
0,049
0,084
0,162 0,481
0,441
0,579
0,135
0,119
0,195 0,383
0,349
0,470
0,107
0,117
0,194 0,375
0,369
0,446
0,061
0,093
0,194 0,447
0,403
0,552
0,368
v<vmax
0,118
0,139
v<vmax 0,330
0,120
0,120
0,180 0,301
0,316
0,457
0,138
0,132
0,165 0,290
0,301
0,428
Quelle: Kraftstoffminderverbrauchskoeffizienten nach [KELLER 98], auf der Grundlage von
FALKE-Simulationen; Fahrzeugdaten aus BMW Datenblatt „Technische Daten Pkw-Modelle,
Modelljahr 1998“ [OFD 97]
A 3.4
Empirische Validierung des Simulationsprogrammes FALKE
A 3.4.1 Rollenprüfstand
Zur Validierung der durchgeführten Simulationsrechnungen wurden für unterschiedliche Fahrzeuggewichte empirische Verbrauchsmessungen auf einem Rollenprüfstand durchgeführt. Bei
dem Prüfstand handelt es sich um einen Ein-Rollen-Prüfstand der Firma Schenk, der über eine
Gleichstrom-Nebenschlußmaschine verfügt, die sowohl generatorisch als auch motorisch betrieben werden kann. Generatorisch arbeitet die Anlage dann, wenn die nachzubildenden Fahrwiderstände größer sind als die Prüfstandsverluste. Sind die Fahrwiderstände dagegen kleiner
als diese Verluste, z.B. bei einem Fahrprofilabschnitt mit Gefälle, so wird die Anlage motorisch betrieben [STÜTZINGER 96]. Bild A 3.1 zeigt das Versuchsfahrzeug auf dem Rollenprüfstand.
SEITE 199
Bild A 3.1: Versuchsfahrzeug (BMW 528i) in meßfertigem Zustand auf Rollenprüfstand (Fa. Schenk)
A 3.4.2 Coast-Down-Messungen
Die Fahrwiderstände wurden über sogenannte Coast-Down-Messungen auf der Straße ermittelt.
Hierbei wird das Fahrzeug auf die Höchstgeschwindigkeit des zu messenden Fahrprofiles beschleunigt. Anschließend wird bei abgekuppeltem Motor der Geschwindigkeits-Zeitverlauf des
ausrollenden Fahrzeuges mit einem Correvit-Sensor erfaßt und hieraus über numerische Differentiation die Fahrzeugverzögerung sowie die daraus resultierende Bedarfskraft berechnet
[STÜTZINGER 96] (Gl. A 3.1). Die Coast-Down-Werte wurden für das Versuchsfahrzeug vor
und nach Zuladung einer Masse von 300 kg gemessen.
Bedarfskraft
FBed (t ) =
dv
dt
[N]
Gl. A 3.1
Nach der Gauß’schen Methode der kleinsten quadratischen Fehler läßt sich hieraus eine Ausgleichskurve durch die Meßpunkte berechnen, die am Rollenprüfstand als Vorgabe für die
Fahrwiderstände dient (Gl. A 3.2) [STÜTZINGER 96]. Da das Rollverhalten des Fahrzeuges auf
SEITE 200
der Straße von dem auf der Prüfrolle infolge der gekrümmten Laufrolle und des Antriebes nur
einer Achse abweicht, wurden die Fahrwiderstandsparameter a, b und c über ein Korrekturprogramm in mehreren Iterationsschleifen soweit abgeändert bis der Fahrwiderstandsverlauf des
Fahrzeuges auf der Prüfrolle mit den gemessenen Coast-Down-Werten identisch war.
Vorgabe Rollenprüfstand
FBed (v) = a ⋅ v 2 + b ⋅ v + c
[N]
Gl. A 3.2
A 3.4.3 Meß- und Regelungstechnik
Nachdem die Fahrwiderstände erfaßt waren und die zu durchfahrenden Fahrprofile dem Steuerungsrechner der Prüfstandsrolle vorgegeben waren, mußte das Fahrzeug mit der erforderlichen
Meß- und Regelungstechnik versehen werden. Anstelle des Fahrersitzes wurde ein automatischer Schaltpilot eingebaut, der während der Messung Kupplungs- und Schaltvorgänge sowie
Gas- und Bremspedalbetätigungen nach Vorgabe des Fahrprofiles vornimmt (Bild A 3.2). Angetrieben wird der Schaltpilot durch einen Scheibenläufermotor über eine externe Druckluftversorgung.
Bild A 3.2: Schaltpilot des Versuchsfahrzeuges (BMW 528i)
SEITE 201
Die Kraftstoffverbrauchsmessung erfolgte mit dem Durchflußmeßgerät PLU 116H (Bild A 3.3)
der Pierburg Luftgeräte Union (PLU). Das PLU 116H arbeitet nach dem Prinzip eines geregelten Verdrängungszählers, der von einem PI geregelten Servomotor angetrieben wird. Die Drehzahl des Servomotors wird durch Stromzufuhr so geregelt, daß die Druckdifferenz zwischen
Einlaß und Auslaß des Zahnradzählers gleich 0 ist und der Durchfluß proportional zur Drehzahl ist [WERNER 97]. Nach Herstellerangaben liegt der Meßfehler des PLU 116H bei rund
0,5 %. Da das PLU auf eine Temperatur von 20 °C geeicht ist, muß der volumetrisch gemessene Kraftstoffverbrauch bei abweichenden Kraftstofftemperaturen infolge der Dichteänderung
zusätzlich noch über eine Temperatur-Korrekturformel berichtigt werden.
Bild A 3.3: Durchflußmeßgerät PLU 116H zur Ermittlung des Kraftstoffverbrauchs (eingebaut im
Kofferraum des Versuchsfahrzeuges)
Die zeitabhängige Aufzeichnung der Daten, wie Fahrzeuggeschwindigkeit, Motordrehzahl,
Kraftstoffmengendurchfluß, Kraftstofftemperatur, Außentemperatur etc. findet in dem sogenannten FEGER-Rechner statt (Bild A 3.4). Dieser mobile Rechner verfügt über eine eingebaute Analog/Digital-Wandlerkarte und kann sowohl analoge als auch digitale Meßwerte bzw.
Signale verarbeiten. Die Bedienung des Feger-Rechners erfolgt über eine im Fahrzeug einge-
SEITE 202
baute Tastatur. Über ein Display können die aktuellen Meßdaten eingesehen werden. Die gemessenen Daten können über die Parallelschnittstelle vom FEGER-Rechner auf ein Laptop
überspielt werden bzw. stehen über die Entnahme der Flash-ROM-Speicherkarte des FEGERRechners zum Auslesen über den PCMCIA-Port eines PCs auf Hardwarebasis zur Verfügung.
Bild A 3.4: FEGER-Rechner zur Aufzeichnung der aktuellen Verbrauchsdaten sowie Bedieneinheit
und Display
ANHANG 4: GANZHEITLICHER VERGLEICH VON ROHKAROSSERIEVARIANTEN
A4
Ganzheitlicher Vergleich von Rohkarosserievarianten
A 4.1
Beispiel einer Sachbilanz − Herstellungsphase der Stahlkarosserie
STAHLKAROSSERIE OHNE BERÜCKSICHTIGUNG VON GUTSCHRIFTEN
Regenerierbare energetische Ressourcen
Nachwachsende Brennstoffe
kg
3,006
Primärenergie aus Wa sserkraft
MJ
389,3
Stoffliche Ressourcen
INPUT
Vorprodukte
Wertstoffe
Ammoniumnitrat (NH4NO3)
Brauchwasser
Kühlwasser
Prozeßwasser
Walzöl
SEITE 203
kg 2,56E-03
kg 5,44E+04
kg 1,60E+03
kg
920,4
kg
0,2243
Energetische Ressourcen
Nicht regenerierbare energetische Ressourcen
Braunkohle
kg
15,55
Braunkohle Deutschland (AL)
kg
119
Braunkohle Deutschland (NL)
kg
0,0247
Braunkohle Frankreich
kg 4,72E-09
Braunkohle Österreich
kg
0,2279
Erdgas
kg
1,897
Erdgas Algerien
kg
0,5301
Erdgas Australien
kg
0,4122
Erdgas Deutschland
kg
8,807
Erdgas Frankreich
kg
0,06753
Erdgas Großbritannien
kg 3,71E-05
Erdgas GUS
kg
10,9
Erdgas Italien
kg
0,2604
Erdgas Niederlande
kg
10,41
Erdgas Norwegen
kg
4,729
Erdgas USA
kg 1,90E-04
Erdöl
kg
5,249
Erdöl Deutschland
kg
0,07472
Erdöl Frankreich
kg 1,93E-08
Erdöl Großbritannien
kg
6,244
Erdöl GUS
kg
1,376
Erdöl Italien
kg
0,2134
Erdöl Kanada
kg
0,4451
Erdöl Mittelafrika
kg
0,7901
Erdöl Mittelamerika
kg
0,6464
Erdöl Nahost
kg
4,183
Erdöl Nordafrika
kg
2,761
Erdöl Norwegen
kg
3,035
Steinkohle
kg
5,677
Steinkohle Australien
kg
17,88
Steinkohle China
kg 3,76E-04
Steinkohle Deutschland
kg
275
Steinkohle Frankreich
kg 3,23E-08
Steinkohle Großbritannien
kg
40,74
Steinkohle GUS
kg
0,1977
Steinkohle Indonesien
kg
0,01591
Steinkohle Kanada
kg
1,915
Steinkohle Kolumbien
kg
0,248
Steinkohle Polen
kg
0,06872
Steinkohle Südafrika
kg
49,97
Steinkohle USA
kg
0,9381
Uran (U) natürlich
kg 5,77E-03
Nicht regenerierbare stoffliche Ressourcen
Bariterz und Bentonit
kg
0,155
Bauxit (Al2O3.H2O)
kg
0,01122
Bauxit (Al2O3.H2O) (Al 21.1%)
kg
0,06578
Eisenerz (Fe 65 %)
kg
821,5
Eisenerz (Fe)
kg
0,1094
Kalkstein (CaCO3; Calciumcarbonat) kg
171,4
Kupfererz (Cu 0.316%)
kg
40,69
Natriumchlorid (NaCl; 'Steinsalz')
kg 8,60E-03
Sand
kg 1,20E-07
Taubes Gestein
kg 2,58E+03
Zink - Bleierz (Zn 4.21% - Pb 4.96%) kg
0,5711
Zink - Kupfererz (Zn 4.07% - Cu
kg
73,86
2.59%)
Zinkerz (Zn)
kg
13,17
Regenerierbare stoffliche Ressourcen
Luft
kg 1,13E+03
Wasser (H2O)
kg 3,99E+04
OUTPUT
Endprodukte
Wertstoffe
St-Blechbauteil
St-Kleinteil
Reststoffe
Gips (CaSO4.2H2O)
Kühlwasser
Stahlwerksschlacke
Walzzunder
Walzzunderschlamm
kg
kg
357,7
23,9
kg
0,7919
kg 1,60E+03
kg
79,58
kg
14,14
kg
2,694
Emissionen in Luft
Abgas/Abluft
Abgas
Abluft
Anorganische Emissionen in Luft
Aluminiumoxid (Al2O3)
Ammoniak (NH3)
Bor (B)
Chlor (Cl)
Cyanwasserstoff (HCN;Blausäure)
Fluor (F)
Fluoride (F-)
Schwefelsäure (H2SO4)
Schwefelwasserstoff (H2S)
Siliciumdioxid (SiO2)
Sulfat (SO4)
Wasserstoff (H2)
Organische Emissionen in Luft
Benzo(a)pyren (C20H12)
Benzol (C6H6)
Formaldehyd (HCHO; Methanal)
kg
kg
959,8
16,3
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
8,10E-05
2,01E-03
2,63E-03
3,10E-04
1,34E-07
2,44E-05
2,23E-04
6,41E-05
3,56E-03
3,04E-04
1,03E-04
0,04654
kg
kg
kg
8,49E-04
0,05647
7,66E-06
R116 (C2F6; Hexafluorethan)
R14 (CF4; Tetrafluorkohlenstoff)
Antimon (Sb)
Arsen (As)
Arsentrioxid (AsO3)
Arsenwasserstoff (AsH3)
Barium (Ba)
Beryllium (Be)
Blei (Pb)
Cadmium (Cd)
Chrom (Cr)
Chrom (III) (Cr3+)
Eisen (Fe)
Kobalt (Co)
Kupfer (Cu)
Lanthan (La)
Mangan (Mn)
Molybdän (Mo)
Nickel (Ni)
Quecksilber (Hg)
Scandium (Sc)
Selen (Se)
Strontium (Sr)
Thallium (Tl)
Titan (Ti)
Vanadium (V)
Zink (Zn)
Zinn (Sn)
Standard Emissionen in Luft
Chlorwasserstoff (HCl; 'Salzsäure')
Fluorwasserstoff (HF; 'Flußsäure')
Kohlendioxid (CO2)
Kohlenmonoxid (CO)
Lachgas (N2O; Distickstoffmonoxid)
Methan (CH4)
NMVOC (Summenwert)
Schwefeldioxid (SO2)
Staub (Summenwert)
Stickoxide (NOx)
Summenwerte Emissionen in Luft
Dioxine (TCDD;TE)
PAH (polyzyklische aromatische KW)
VOC
kg
kg
5,42E-07
4,87E-06
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
3,48E-06
1,23E-05
1,72E-07
1,43E-05
4,35E-05
1,62E-06
2,91E-03
1,32E-05
3,80E-05
4,05E-05
4,97E-03
4,02E-06
2,16E-03
4,44E-06
3,23E-04
6,04E-06
1,62E-04
1,21E-05
5,08E-06
3,08E-05
2,95E-05
4,95E-07
1,01E-04
9,98E-06
2,52E-03
8,10E-06
kg
0,07152
kg
0,01196
kg 1,61E+03
kg
13,84
kg 9,67E-03
kg
5,445
kg
0,2489
kg
2,327
kg
0,7929
kg
2,191
kg
kg
kg
kg
2,79E-06
6,23E-03
2,57E-08
1,27E-05
Abwasser
Abwasser
kg 9,20E+04
Anorganische Emissionen in Wasser
Ammoniak (NH3)
kg 1,19E-03
Ammonium-Ionen (NH4+)
kg 3,98E-05
Chlorid (Cl-)
kg
0,1345
Cyanid (CN-)
kg 4,74E-09
Fluor (F)
kg 2,13E-03
Fluorid (F-)
kg 1,30E-03
Natriumchlorid (NaCl; 'Steinsalz')
kg
2,088
Nitrat (NO3-)
kg 8,18E-03
Phosphat (PO4(3-))
kg 4,48E-03
Salzsäure (HCl; Chlorwasserstoff)
kg 3,81E-05
Sulfat (SO4(2-))
kg
0,9165
Organische Emissionen in Wasser
Methanol (CH3OH)
kg 5,49E-04
Phenol (C6H5OH; Hydroxybenzol)
kg 2,11E-04
Sulfat (SO4(2-))
kg 2,02E-04
SEITE 204
Schwermetalle in Wasser
Arsen (As)
kg
Blei (Pb)
kg
Cadmium (Cd)
kg
Chrom (Cr)
kg
Eisen (Fe)
kg
Kupfer (Cu)
kg
Nickel (Ni)
kg
Quecksilber (Hg)
kg
Thallium (Tl)
kg
Zink (Zn)
kg
Summenwerte Emissionen in Wasser
AOX (adsorbierbare org. gebundene kg
Halogene)
BSB (biologischer Sauerstoffbedarf) kg
CSB (chemischer Sauerstoffbedarf) kg
Feststoffe; anorganisch; gelöst
kg
Feststoffe; gelöst
kg
Feststoffe; suspendiert
kg
HC (Kohlenwasserstoffe KW)
kg
PAH (polyzyklische aromatische KW) kg
Säuren (H3O+)
kg
Schwermetalle
kg
TOC (gesamter organisch gebunde- kg
ner C)
7,83E-05
1,63E-04
1,40E-05
1,29E-05
3,82E-03
2,21E-05
7,82E-05
1,27E-05
6,54E-07
0,02867
3,47E-06
0,03828
0,3464
0,6811
9,73E-08
0,02728
3,00E-03
2,15E-05
1,12E-05
1,25E-03
0,1453
Ablagerungsgüter
Haldengut
Abraum
Asche
Erzaufbereitungsrückstände
Schlacke
Waschverluste
Hausmüll
Hausmüll
Industriemüll
fester Abfall
flüssiger Abfall
Jarosit
mineralischer Abfall
Radioaktive Abfälle
Abfall radioaktiv
CaF2 (schwach radioaktiv)
Erzaufbereitungsrückstände radioa ktiv
flüchtige Spaltprodukte (Edelgase;
Jod; C14)
hochaktive Spaltproduktlösung
Hülsen- und Strukturmaterial
mittel- und schwachaktive Abfälle
endkond. KKW
mittel- und schwachaktiver flüssiger
Abfall
Plutonium als Reststoff
Uran abgebrannt als Reststoff
Uran abgereichert
Sondermüll
flüssiger Sondermüll
Schlamm
Sonstiger Sondermüll
kg 2,63E+03
kg
14,11
kg
798,9
kg
0,2101
kg
0,3713
kg
0,118
kg
kg
kg
kg
60,08
0,02006
4,139
1,07E-04
kg
kg
kg
1,45E-03
6,25E-04
1,075
kg
5,63E-06
kg
kg
kg
5,48E-04
3,29E-04
1,40E-04
kg
7,83E-04
kg
kg
kg
3,84E-06
7,44E-04
4,19E-03
kg
kg
kg
0,02162
2,19E-05
0,1409
Quelle: Berechnungen mit der Ökobilanzierungssoftware GABI 2.0 (Fa. Product
Engineering GmbH, Dettingen)
A 4.2
SEITE 205
Verfahrensablauf Stahlblecherzeugung über Hochofen-Route
Quelle: Institut für Kunststoffkunde und Kunststoffprüfung (IKP) der Universität Stuttgart,
Begleittexte zur Software GABI 2.0 [GABI 96]
Für die Stahlblecherzeugung existieren heute die zwei Grundverfahrens-Routen Oxygenstahlund Elektrostahlverfahren. In Deutschland werden ca. 80 % als Oxygenstahl (Blasstahl) über
den Hochofen und ca. 20 % als Elektrostahl über den Elektrolichtbogenofen erzeugt. Eine ausführliche Beschreibung der Prozeßkette zur Stahlblecherzeugung ist in den Begleittexten zur
Software GABI 2.0 gegeben [GABI 96].
A 4.3
SEITE 206
Verfahrensablauf Stahlblecherzeugung über Elektroofen-Route
Elektrostahlwerke basieren im Regelfall nicht auf Eisenerz, sondern auf Stahlschrott. Sie benötigen folglich nicht die gesamten vorgelagerten Prozeßketten der Hochofen-Route. Bei den
Elektrostahlverfahren wird die notwendige Energie durch elektrischen Strom erzeugt und nicht
auf Basis einer Verbrennung mit Hilfe von Sauerstoff, wie beim Hochofenprozeß. Dies verhindert die Einbringung von Verunreinigungen in die Schmelze. Neben Schrott oder Eisenschwamm werden auch Zuschläge wie Kalk und Flußspat, Reduktionsmittel (Kohlenstoff) und
Legierungselemente in Form von Ferrolegierungen eingebracht. Ein über mehrere Graphitelektroden erzeugter Lichtbogen schmilzt das Einsatzgut auf. Durch das Einblasen von Sauerstoff
oder anderen Brennstoff-Gasgemischen kann die Einschmelzphase beschleunigt werden.
Die in der Schlacke befindlichen Eisenoxide des Erzes reagieren in der Frischephase mit dem
Kohlenstoff des Bades. Hierbei entsteht gasförmiges Kohlenmonoxid, das die Schmelze zum
Kochen bringt und Verunreinigungen wie Phosphor, Wasserstoff, Stickstoff und nichtmetalli-
SEITE 207
sche Verbindungen aus der Schmelze spült. Diese entweichen gasförmig oder werden in der
Schlacke gebunden. Zu Beginn der Desoxidationsphase wird die oben aufschwimmende oxidreiche Schlacke abgegossen. Nachdem weitere Zuschläge sowie Reduktions- und Desoxidationsmittel zugegeben worden sind, wandern Sauerstoff, restliche Oxide und insbesondere
Schwefel aus der Schmelze in die Schlacke. Zum Ende der Feinungszeit erfolgt die Zugabe der
Legierungselemente [GABI 96].
A 4.4
Verfahrensablauf Edelstahlblecherzeugung über Elektroofen-Route
Sonstiges
Shredder
Einsammeln
der Schrotte
SchrottAufbereitung
Transport
Cr18 Ni8-Schrott
Elektrische
Energieerz.
Elektroofen
O2
Rohedelstahl
Inertgase
AOD- bzw. VODVerfahren
Elektroofenschlacke
Feinanalyse
Zugabe Fe, Mn etc.
Strangguß
Warmwalzwerk
Kaltwalzwerk
Quellen: Institut für Kunststoffkunde und Kunststoffprüfung (IKP) der Universität Stuttgart,
Begleittexte zur Software GABI 2.0 [GABI 96] und Krupp Thyssen Nirosta [HEINKE 87]
Zur Reduzierung des Legierungsaufwandes findet bereits eine Vorsortierung des Edelstahlschrottes statt, so daß in der Grundanalyse im Elektrolichtbogenofen nur Cr18 Ni8-Schrotte
erschmolzen werden. Eine Reduzierung des Kohlenstoffanteils (C-Anteil 1,5 - 2 %) erfolgt
entweder über das Argon-Oxygen-Decarburation- oder das Vacuum-Oxygen-DecarburationVerfahren. Die für die Absenkung des Kohlenstoffgehaltes erforderliche Reduzierung des
Kohlenmonoxidpartialdrucks wird durch das Einblasen von Sauerstoff und Inertgasen (AODVerfahren) bzw. durch Absenken des Druckes (VOD-Konverter) während des Frischens erreicht. In der Feinanalyse werden die noch fehlenden Legierungsbestandteile (Fe, Mn, Mo, Si
etc.) zugegeben [GABI 96; HEINKE 87].
A 4.5
SEITE 208
Verfahrensablauf Aluminiumblecherzeugung
A 4.5.1 Primäraluminiumherstellung Import-Mix 1994
Kalk (CaO) gebrannt
BRD [r]
Natronlauge (NaOH)
Stahl (St) Kaltband
[r;huv]
Anoden (C-Träger)
Produktion [r]
AUS: ThE (MJ)
Heizöl s 0.2%S
AUS: ThE (MJ)
Heizöl s 0.9%S
Tonerdekalzination
Aluminiumfluorid
(AlF3)
AUS: ThE (MJ)
Erdgas
Aluminium (Al)
Elektrolyse
AUS: Strom-Mix
Bauxitabbau
Diesel ab Raffinerie
Strom-Mix Prim-Al
BRD [r]
Die Modellierung der Primäraluminiumherstellung erfolgt auf Basis des PrimäraluminiumImportmixes des Jahres 1994 für Deutschland. Als Bilanzierungsort des Bauxitabbaus und der
Tonerdekalzination dient Australien. Für die Strom- und Brennstoffbereitstellung sowie für die
Bereitstellung der benötigten Hilfsstoffe wurden i.d.R. die länderspezifisch erfaßten Sachbilanzdaten herangezogen. Mangels Verfügbarkeit wurden für den bei der Tonerdeproduktion
benötigten Kalk und die Natronlauge die in der europäischen Industrie ermittelten Bilanzierungsdaten zugrundegelegt [GABI 96].
In der Schmelzflußelektrolyse wird aus Aluminiumoxid (Al2O3) mit Hilfe elektrischer Energie
Aluminium gewonnen. In dem hohen durchschnittlichen Energiebedarf zwischen 13 und 15
kWHel ist die besondere ökologische Relevanz des Strombereitstellungsszenarios für die Pri-
SEITE 209
märaluminiumgewinnung begründet. Für die bei der Elektrolyse benötigten Anoden wird ein
Mix von Söderberg- und Prebaked-Anoden verwendet. Ausgangsstoffe der Anoden sind Steinkohlenpech und Petrolkoks. Für die Kathoden- und Anodenanschlüsse wird zudem noch Stahl
benötigt. Als Elektrolyt dient Aluminiumfluorid (AlF3), das aus Flußspat (CaF2), Bauxit
(Al(OH)3) und Schwefelsäure (H2SO4 96 %) gewonnen wird [GABI 96].
A 4.5.2 Aluminiumwalzblechherstellung
Aluminium (Al) Schrott
Aufbereitung
Aluminium (Al)
Konvertierer
Salzschlackenaufberei
tung
Natronlauge (NaOH)
50% [PWMI; r; v]
Schwefelsäure
(H2SO4 96%) Mix
BRD [r]
BRD (AL):
Strom-Mix
Krätzenaufbereitung
Aluminium (Al)
Gießerei
Aluminium (Al)
Elektrolyse BRD
Import [r]
Aluminium (Al)
Walzen
Stickstoff (N2)
BRD: ThE (MJ)
Erdgas
Die in der Elektrolyse gefertigten Primäraluminium-Masseln werden in der Gießerei verflüssigt
und anschließend im Walzwerk zu Aluminiumblech verarbeitet. Der hierbei anfallende Verschnitt sowie die in der Gießerei auftretende Krätze werden nach Durchlauf spezifischer Aufbereitungsprozesse (Aluminiumschrottaufbereitung sowie Krätzen- und Salzschlackenaufbereitung) dem Umschmelzprozeß wieder zugeführt. Stickstoff (N2) übernimmt dabei die Aufgabe der Schmelzreinigung. Diese internen Primäraluminiumflüsse werden dabei als ClosedLoop-Recycling modelliert [GABI 96].
ANHANG 5: GANZHEITLICHER VERGLEICH VON ANTRIEBSALTERNATIVEN
A5
Ganzheitlicher Vergleich von Antriebsalternativen
A 5.1
Prozeßbeschreibungen der Benzin- und Dieselbereitstellung
SEITE 210
A 5.1.1 Erdölexploration und -förderung
Die Erdöllagerstätte wird durch Explorationsbohrungen erschlossen. Die hierbei auftretenden
Verluste durch Bohrungstests, Leckagen und Abfackeln werden in der Bilanz berücksichtigt.
Bei der Aufbereitung des Erdöls wird mitgefördertes Salzwasser, Erdölgas und ein Teil des
Schwefels abgeschieden. Der hierzu nötige Energiebedarf wird durch Dieselgeneratoren und
Schwerölfeuerungen abgedeckt. Anschließend wird das aufbereitete Erdöl über Tanker bzw.
Pipelines zu den Abnehmerländern transportiert. Bei der Förderung wird in On- (Land) und
Offshoreförderung (See) unterschieden. Teilweise wird Erdöl assoziert mit Erdgas gefördert,
d.h. es wird gleichzeitig Erdöl und Erdgas gefördert. In Abhängigkeit von der Erdölqualität und
des Ausbeutungsgrads der Lagerstätte unterscheidet man in primäre, sekundäre und tertiäre
Förderung. Die Förderung sekundärer und tertiärer Erdöle ist mit einem erhöhten Aufwand
verbunden und hängt von der Preisentwicklung am Rohölmarkt ab [GABI 99/1]. Die für die
Bilanz herangezogenen Daten beziehen sich originär auf [ÖKOINVENTARE 96 und GEMIS 97].
A 5.1.2 Erdölraffination
Bei der Erdölraffination wird das entsalzene Rohöl zuerst der atmosphärischen Destillation
zugeführt. Hierbei findet eine Fraktionierung des Rohöls durch Trennung nach Dichte-, Siedeund Kondensationsbereichen statt. Die aufsteigenden Gase werden der Flüssiggasanlage zugeführt. Die Leichtfraktionen der Benzine werden in den Reformer, Deisopentaniser und die Benzinraffination weitergeleitet. Im Reformer findet eine katalytische Umwandlung der aliphatischen Paraffine in Iso-Paraffine und der Cycloparaffine zu Aromaten, unter Verringerung des
Heizwertes, statt. Im Deisopentaniser wird das Leichtbenzin erneut destilliert, um Iso-Pentan
zur Superbenzinherstellung zu erhalten. Die Superbenzin-Komponente zur Benzinmischung
und Naphtha bilden die Ausgangsstoffe des Deisopentanisers. Deisopentaniser, Reformer und
Raffination münden in die Benzinmischanlage, wobei Super- und Normalbenzin gewonnen
werden [GABI 99/1]. Im Hydrofiner findet eine Entschwefelung der Mitteldestillate der atmosphärischen Destillation statt. Der Schwefel wird einer Claus-Anlage zugeleitet, während das
entschwefelte Mitteldestillat einem Mischprozeß zugeführt oder als Kerosin abgeführt wird.
SEITE 211
Die Rückstände der atmosphärischen Destillation werden sowohl der Vakumdestillation als
auch dem Visbreaker (mildes thermisches Cracken) zugeführt. Geringe Anteile gelangen direkt
in die Heizölmischanlage und die Bitumenanlage. Bei der Vakumdestillation erfolgt eine Destillation in Gasöl, Wachsdestillate und Vakuumrückstände. Während das Gasöl in den Hydrofiner geleitet, entschwefelt und der Mitteldestillatmischung zugeführt wird, werden die Wachsdestillate der Grundölherstellung von Wachs und Schmierstoffen zugeführt. Ein weiterer Teil
gelangt in den katalytischen Cracker, in dem ein Molekülumbau zu kürzeren Ketten vollzogen
wird. Hierbei entstehen Gase, Benzine, Mitteldestillate und Heizöle. Der Vakuumrückstand
gelangt in den Coker. Hierbei werden ebenfalls Gase, Benzine, Mitteldestillate und Heizöle
sowie Petrolkoks hergestellt und anschließend veredelt [GABI 99/1]. Die für die Bilanz herangezogenen Daten beziehen sich originär auf [ÖKOINVENTARE 96, BP 89 und MINWV 97].
A 5.2
Prozeßbeschreibungen der LNG-Bereitstellung
A 5.2.1 Erdgasbereitstellung Importmix BRD
Die Erdgaslagerstätte wird durch Explorationsbohrungen erschlossen. Je nach Förderort unterscheidet man zwischen On- (Land) und Offshore Förderung (See). Verluste durch Bohrungstests, Leckagen und Abfackeln werden im Rahmen der Bilanz berücksichtigt. In Abhängigkeit
der Zusammensetzung wird das geförderte Erdgas unterschiedlich aufbereitet. Schwefel (in
Form von Schwefelwasserstoff) und höhere Kohlenwasserstoffe werden abgeschieden. Die
Energie hierzu wird durch Gasturbinen und Erdgasfeuerungen bereitgestellt. Das aufbereitete
Erdgas wird per Pipeline in das Abnehmerland Deutschland gepumpt. Die Verteilung dort erfolgt über verschiedene Druckstufen, im Fernnetz zur Überbrückung großer Entfernungen, im
Mittel- und Niederdrucknetz zur Versorgung der Endkunden [GABI 99/1]. Die für die Bilanzierung
der
Erdgasbereitstellung
herangezogenen
Daten
beziehen
sich
originär
auf
[ÖKOINVENTARE 96 und GEMIS 97].
A 5.2.2 Erdgasbereitstellung Algerien
Die Prozesse der Exploration, Förderung und Aufbereitung des algerischen Erdgases verlaufen
analog zur in Abschnitt A 5.2.1 vorgenommenen Beschreibung. Auch hier sind wiederum
Verluste durch Bohrungstests, Leckagen und Abfackeln berücksichtigt. Nach der Aufbereitung
wird das Erdgas durch Pipelines direkt der Verflüssigungsanlage in Algerien zugeführt.
SEITE 212
A 5.2.3 Erdgasverflüssiger
Der Erdgasverflüssiger besteht aus den Hauptkomponenten Gasreinigung, Vorkühlung, Fraktionierung, Verflüssigung und Speicherung (Bild A 5.1). Über 90 % der installierten Kapazitäten arbeiten nach dem Propan-Vorkühlungs-Gemischkältemittel-Verfahren (C3/MR) von Air
Products. Zur Wärmeabfuhr wird aus Kostengründen überwiegend die trockene Kühlung eingesetzt (geringerer anlagentechnischer Aufwand). Bei der Erdgasverflüssigung werden in einem ersten Prozeßschritt die Kondensate (C5+) des unter 60 bis 70 bar zugeführten Feedgases
entfernt (Slugcatcher). Im Gasreinigungsprozeß werden zur Vermeidung einer Vereisung der
Wärmetauscher die saueren Komponenten, wie H2S und CO2, mit Hilfe von aminbasierten Lösungsmittel nahezu vollständig entfernt. Bei dessen Regeneration werden absorbierte Kohlenwasserstoffe freigesetzt [GABI 99/2].
1
2
5 3
4
6 7 8
6
10 9 5 11
10
13 12
Bild A 5.1: Prozeßschema der Erdgasverflüssigung [GABI 99/2]
1. Sulfinol Absorber Column
6. Exhaust Stacks
11. Main Cryogenic Heat Exchanger
2. Sulfinol Regeneration
7. Propane Heat Exchanger
12. High and Low Pressure LNG
3. Mercury Removal Unit
8. Scrub Column
4. Natural Gas Dehydration Units
9. Mixed Refrigerant Heat Exch.
5. Air Fin Coolers
10. Exhaust Stacks
Flash Vessels
13. Exhaust Stacks
Anschließend wird das Gas getrocknet. Bereits Spuren von Quecksilber können das Aluminium
der Wärmetauscher angreifen, weswegen Quecksilber durch schwefelimprägnierte Aktivkohlefilter entfernt wird. Nach der Vorkühlung gegen Propan als Kältemittel auf -35 °C (Gegenstromverfahren) gelangt das Gas in die Fraktionierkolonne, und die schweren Gaskomponenten
(Propan, Butan) werden abgetrennt. In einem weiteren Abkühlungsprozeß wird das Gas gegen
das gemischte Kältemittel (Methan, Ethan, Stickstoff) auf ca. -140 °C abgekühlt. Durch die
Entspannung über ein Joule-Thompson-Ventil auf Atmosphärendruck kühlt das Gas weiter auf
-161 °C ab. Die Speicherung des erzeugten LNG erfolgt in Tanks mit einem Fassungsvermögen
von 65 000 m³ entsprechend einer halben Lademenge eines LNG-Hochseeschiffes. Der elektri-
SEITE 213
sche Wirkungsgrad des gesamten Verflüssigungsprozesses wird heute mit 97,0 % angenommen
bzw. zukünftig auf 97,8 % prognostiziert. Hinzu kommen u.a. auch durch Undichtigkeiten an
der Antriebswelle verursachte stoffliche Kohlenwasserstoff-Emissionen, in Höhe von heute wie
auch zukünftig 0,53 %, bezogen auf die Eingangsmenge des Feedgases [GABI 99/2]. Die Verflüssigungsdaten beziehen sich auf [IYENGAR 98; LIU 98; SOEMANTRI 95; WOODSIDE 98].
A 5.2.4 Kombiniertes GuD-Erdgaskraftwerk
Das als kombiniertes Gas- und Dampfkraftwerk ausgeführte Erdgaskraftwerk weist heute einen
Wirkungsgrad von 50 % bzw. zukünftig 60 % auf. Die Kraftwerksemissionen basieren auf den
vom Umweltbundesamt 1995 ermittelten Emissionsfaktoren [UBA 95/1] sowie auf brennstoffspezifischen Verbrennungsrechnungen. Für algerisches Erdgas ergeben sich die in Tabelle
A 5.1 angegebenen Emissionwerte [GABI 99/2].
Tabelle A 5.1: Ausgewählte Kraftwerksemissionen ([GABI 99/2], nach [UBA 95/1])
Heute
2010
CO2 [g/kWhel]
429,1
360,4
CO [g/kWhel]
0,05
0,043
NOx [g/kWhel]
0,72
0,61
SO2 [g/kWhel]
8,6*10-3
7,2*10-3
A 5.2.5 LNG-Hochseetanker
Als repräsentativer Tanker für den Hochsee-LNG-Transport dient ein Tanker (Auslegungsleistung 38 000 PS, Bild A 5.2) mit kugelförmigen Tanks vom System Kvaerner Moss und
einem Speichervolumen von 125 000 m³ heute bzw. ein projektierter 200 000 m³ Tanker
[ISHIMARU 94] für das Jahr 2010. Durch den Wärmeeinfall geht ein Teil des LNG während des
Transportes in die gasförmige Phase über. Der Auslegungswert für diese sogenannte Boil-OffRate liegt bei heutigen Schiffen bei 0,15 %/d (z.B. Flora [MASAKUZO 95], Mubaraz [SIPILÄ 96]
und Northwest Shearwater [ISHIMARU 98]) und zukünftig bei 0,1 %/d im beladenen Zustand.
Bei unbeladener Fahrt (Ballastfahrt mit 5 % Restladung zur Temperaturerhaltung) liegt die Abdampfrate um ca. 30 % niedriger. Zur flexiblen Nutzung des Boil-Offs werden LNGHochseetanker i.d.R. trotz des im Vergleich zu langsamlaufenden Dieselmotoren (ηDiesel 50 %)
geringeren Wirkungsgrades (ηTurbine, heute 30 und ηTurbine, 2010 33 %) mit Dampfturbinen angetrieben. Der nicht durch den Boil-Off gedeckte Kraftstoffbedarf wird aus Kostengründen durch
schweres Heizöl und nicht durch zusätzliches Verdampfen von LNG gedeckt. Aus dem Verhältnis von LNG- zu Schwerölbefeuerung ergeben sich die Emissionsfaktoren des Schiffes
nach Tabelle A 5.2.
SEITE 214
Tabelle A 5.2: Emissionsfaktoren für Schiffsdampfturbinen ([GABI 99/2], nach [ISHIMARU 95])
CO2
Diesel heute
Diesel 2010
LNG heute
LNG 2010
3165
3165
2188
2188
CO
NOx
Emissionen in [g/kg Kraftstoff]
9
5
9
3
0,5
2
0,5
1
SO2
60
30
0
0
Die Geschwindigkeiten des Tankers werden für die beladene Hinfahrt mit 18,9 und für die
Rückfahrt mit 14,0 Knoten zugrundegelegt (Hafenliegezeit 1 Tag) [GABI 99/2]. Die geschwindigkeitsabhängigen Verbrauchswerte werden nach [TSUTSUMI 98] berechnet. Das auf die in 30
Jahren tranportierte Menge LNG (38 Mio. t LNG) umgelegte Schiffsleergewicht in Höhe von
27 000 t (Hauptbestandteile: 19 000 t Stahl, 2300 t Balsaholz, 450 t Edelstahl) beträgt lediglich
0,0007 kg Schiffsmaterial pro transportiertes kg LNG [GABI 99/2]. Die anteiligen energetischen Herstellungsaufwendungen werden daher vernachlässigt.
Bild A 5.2: 125 000 m³ LNG-Hochseetanker mit kugelförmigen Kvaerner Moss Tanks [GABI 99/2]
SEITE 215
A 5.2.6 LNG-Tanklastkraftwagen
Der LKW Sattelzug besitzt eine Transportkapazität von 26t Nutzlast. Hierdurch können 35 m³
LNG transportiert werden. Für das heutige Szenario erfolgt der Antrieb über eine konventionelle Dieselzugmaschine. Zukünftig wird die Zugmaschine über einen Gasmotor angetrieben
[GABI 99/2]. Die beim Antrieb entstehenden Emissionen (Tabelle A 5.3) sind nach Emissionsfaktoren des Umweltbundesamts berechnet. Das durch den Wärmeeintrag verdampfende LNG
wird über einen Druckanstieg im Tankbehälter ausgeglichen, so daß keine stofflichen LNGVerluste während des Transportes auftreten. Verluste für das Be- und Entladen des LNG-Lkw
werden analog zu den Untersuchungen von [BAUER 96] vernachlässigt. Zur Beibehaltung der
Tanktemperatur von -161 °C erfolgt die Rückfahrt mit einer Restladung von 5 % LNG.
Tabelle A 5.3: Emissionen des LNG-Tanklastkraftwagen ([GABI 99/2], nach [UBA 95/2])
CO2
Dieselantrieb heute
Erdgasantrieb 2010
3153
2188
CO
NOx
HC
SO2
7,4
39
0,4
3
8,2
16,9
4,4
0
Partikel
1,8
0
A 5.2.7 LNG-Tankstelle
Der Energiebedarf einer LNG-Tankstelle wird in Analogie zu [BAUER 96] mit 0,03 kWhel/Nm3
Erdgas angenommen. Der hierfür benötigte Strom wird über den heutigen bzw. zukünftigen
Strommix der BRD geliefert (Strommix BRD: gheute 29,5 %; g2010 32,6 %). Stoffliche Verluste
treten weder beim Umfüllen des LNG vom LNG-Tanklastkraftwagen zum Tankstellenspeicher
noch beim Betanken des LNG-Fahrzeuges auf.
A 5.3
Prozeßbeschreibungen der LH2-Bereitstellung
A 5.3.1 Erdgas-Steamreformer
Für die Bilanzierung des Steamreformers dient ein autothermes Steamreformerverfahren als
Referenzprozeß, bei dem der Wärmebedarf durch partielle Verbrennung des Erdgasinputs gedeckt wird. Als Einsatzstoffe kommen generell Kohlenwasserstoffe, wie Methan, aber auch
Erdölrückstände (Heizöl s) zur Verwendung. Im Verbrennungsteil des Reaktors reagieren die
vorgewärmten Einsatzprodukte bei 30 - 80 bar und 1200 - 1500 °C mit unterstöchiometrischer
O2-Menge und Wasser. Durch die Wärmezufuhr wird eine Dampf-Spaltung des Öls herbeige-
SEITE 216
führt. Aus einem kleinen Teil des Öls entsteht Ruß, der durch Waschen mit H2O oder Öl aus
dem Synthesegas entfernt und pelletisiert wird. In dem Reinigungsprozeß des H2/CO-reichen
Synthesegases findet eine CO-Konvertierung und CO2-Entfernung durch Druckwäsche statt
[GABI 99/1]. Der Wirkungsgrad des Steamreformers wird für heute mit 81,5 und für das Jahr
2010 mit 82,5 % angenommen (ohne Erdgas- und Wärmebereitstellung). Auf der Inputseite
bezieht der Steamreformer Erdgas aus dem Importmix der BRD (Anhang A 5.2.1) sowie aus
Erdgas gewonnene thermische Energie (gtherm 95,4 %). Die für die Modellierung des Steamreformers herangezogenen Prozeßdaten [IKP 99/2] beziehen sich originär auf Industriedaten sowie auf [WEISSERMEHL 98 und ULLMANN 97].
A 5.3.2 Strommix Deutschland, Kanada, Island und Norwegen
Die Strombereitstellung der einzelnen Länder erfolgt auf Basis der in Tabelle A 5.4 zusammengefaßten Angaben über Strommix (auf Endenergie bezogen) und Wirkungsgradwerte der
einzelnen Kraftwerkstypen. Alle wesentlichen Brennstofförderungsprozesse werden länderspezifisch berücksichtigt. Inklusive der Stromverteilungsverluste, des Eigenenergieverbrauchs und
der Brennstoffbereitstellung ergeben sich folgende Bereitstellungswirkungsgrade für den jeweiligen Strommix: 29,5 % (BRD heute), 32,6 % (BRD 2010), 41,5 % (Kanada heute), 67,2 %
(Island heute) und 76,8 % (Norwegen heute).
Tabelle A 5.4: Strommix und zugehörige Kraftwerkswirkunggrade ([GABI 99/1; GABI 99/2])
Kernkraft
Braunkohle
Steinkohle
Erdgas
Wasser
Geothermie
Heizöl
Müllverbr.
Wind
Gichtgas
Biomasse
Mix
Mix
Mix
Mix
Mix
η
η
η
η
η
BRD BRD BRD BRD Kan. Kan. Isl.
Isl. Nor. Nor.
heute heute 2010 2010 heute heute heute heute heute heute
Alle Werte in [%]
35,9
32,2 26,2 34,0 19,2 32,2
----27,6
33,8 25,4 36,0
------25,1
36,4 23,3 38,1 19,8 33,0
--0,2
36,4
5,5
38,1 15,3 41,7
0,7
39,5
--0,2
38,1
4,1
84,0
4,3
88,0 58,1 84,0 93,2 84,0 99,1 84,0
------6,7
25,0
--0,5
29,3
0,6
31,5
2,2
32,4
0,1
32,0
--0,5
20,0
1,0
25,0
------0,3
40,0
2,6
44,0
----0,1
30,0
0,3
34,1
0,3
37,0
------0,1
25,3
0,9
35,7
----0,3
--
SEITE 217
Ausgewählte Emissionen der Strombereitstellung sind in Tabelle A 5.5 aufgeführt. Die vom
IKP erhobenen Daten für den heutigen deutschen Strommix beziehen sich originär auf
[VDEW 98/1; VDEW 98/2 und DG XVII 98]. Die Abschätzung des Zukunftszenarios für das
Jahr 2010 basiert auf [PROGNOS 96, PROGNOS 98 und DG XVII 98]. Der Kanadamix ist auf
Basis von [IEA 98], der Islandmix nach [STATICELAND 98] erstellt und der Norwegenmix bezieht sich auf [IEA 96; IEA 98; WEC 95 und UNIPEDE 97].
Tabelle A 5.5: Ausgewählte Kraftwerksemissionen ([IKP 99/1; GABI 99/2], nach [UBA 95/1])
Strommix BRD heute
Strommix BRD 2010
Strommix Kanada heute
Strommix Island heute
Strommix Norwegen heute
CO2 [g/kWh]
674,9
652,6
268,7
0,56
2,16
CO [g/kWh]
0,07
0,08
0,17
0,00035
0,0038
NOx [g/kWh] SO2 [g/kWh]
0,6
1,26
0,6
1,11
0,86
2,45
0,00073
0,00058
0,0088
0,00257
A 5.3.3 Windkraftwerk
Die energetischen Wirkungsgradwerte des Windkraftwerkes werden heute mit 40 und zukünftig mit 44 % angenommen [GABI 99/2]. Emissionen fallen während des Betriebs keine an. Die
Energieabgabe des Windkraftwerks steigt in 3. Potenz zur Windgeschwindigkeit. Primärenergetische Erntefaktoren (Stromabgabe/(KEAHerstellung + KEANutzung)) wurden von [HAGEDORN 92]
berechnet und liegen für Onshoreanlagen (auf Land) bei einer mittleren Windgeschwindigkeit
von 5,5 m/s zwischen 21 und 63. Das Windangebot bei Offshoreanlagen (auf See) liegt mit
7 m/s höher, woraus Erntefaktoren zwischen 31 und 93 resultieren. Die von [PICK 98] berechneten Erntefaktoren liegen mit Werten zwischen 25 und 70 für Onshoreanlagen je nach Standort in einer ähnlichen Größenordnung. Die anteiligen Energieaufwendungen der Anlagenherstellung würden bei dem für das Jahr 2010 angesetzten Wind-Offshoreszenario zwischen 1 und
3 % liegen und werden vernachlässigt.
A 5.3.4 Wasserkraftwerk
Der energetische Wirkungsgrad des Wasserkraftwerkes wird heute mit 84 und 2010 mit 88 %
angesetzt [GABI 99/2]. Während des Kraftwerkbetriebs fallen keine Emissionen an. Abschätzungen zum Energieaufwand für den Bau von Wasserkraftwerken liegen in [ÖKOINVENTARE
96] und [DECKER 98] vor. Anhand der im Rahmen des EQHHPP untersuchten Wasserkraft-
SEITE 218
werke des „La Grande“-Komplexes in Kanada wurde eine Bewertung der mengenmäßig wichtigsten Stofffraktionen (Beton, Metalle, Brennstoff und Sprengstoff) zum Bau der Kraftwerke
vorgenommen. Bei Annahme einer mittleren Nutzungsdauer von 50 Jahren ergab sich ein energetischer Erntefaktor von ca. 134. Eine Umlegung der anteiligen Herstellungsenergie auf die
Strombereitstellung unterbleibt aufgrund des geringen relativen Beitrags (< 0,7 %).
A 5.3.5 Solarthermiekraftwerk
Dieser Prozeß modelliert ein solarthermisches Parabolrinnenkraftwerk (Bild A 5.3), dessen
Parabolspiegel einachsig dem Sonnenverlauf nachgeführt werden. Bereits heute sind Parabolrinnenkraftwerke mit einer Gesamtleistung von 354 MWel in der kalifornischen Mojave-Wüste
realisiert [BMWPD 97]. Einzelkraftwerksblöcke besitzen eine Leistung von bis zu 80 MWel.
Beim heutigen Szenario eines in Nordafrika (Algerien) installierten Parabolrinnenkraftwerks
findet die Wärmeübertragung auf ein Thermoöl im Receiverrohr bei maximal 400 °C statt. Für
das Zukunftsszenario wird von einer direkten Dampferzeugung im Receiverrohr (Direct Steam
Generation) ausgegangen. Aufgrund des heute fehlenden Thermospeichers erfolgt die Aufrechterhaltung einer kontinuierlichen Stromproduktion im heutigen Szenario über eine fossile
Erdgaszufeuerung (41 % Erdgas, 59 % solar) in einem GuD-Kraftwerk (Anhang A 5.2.4).
Langfristig kann durch die Integration von Salzspeicher auf die Erdgaszufeuerung verzichtet
werden (3200 MWh-Speicher, bei einer Kraftwerksleistung von 320 MW) [WEINDORF 99].
Die Einzelwirkungsgrade der Kraftwerksprozesse basieren insbesondere auf [LANGNISS 94 und
BRÖSALME 99] und sind in Tabelle A 5.6 aufgeführt. Für den solarthermischen Teil des Kraftwerkes ergibt sich ein Gesamtwirkungsgrad von 12,4 % (heute) bzw. 14,7 % (zukünftig). Die
Emissionen der fossilen Zufeuerung ergeben sich analog zu den in Anhang A 5.2.4 beschriebenen Emissionen des GuD-Erdgaskraftwerks. Der solarthermische Teil des Kraftwerks verursacht keine Emissionen [GABI 99/2]. Auf Basis der Untersuchungen von [ANGLOHER 99] zum
kumulierten Energieaufwand für Herstellung und Betrieb eines 100 MWel-Solarthermiekraftwerks läßt sich ein Erntefaktor von etwa 25 errechnen. Die anteiligen energetischen Herstellungs- und Betriebsaufwendungen liegen damit unter 4 % und werden vernachlässigt. Auf
weitergehende Beschreibungen der Solarthermietechnik wird an dieser Stelle verzichtet und auf
die sehr detaillierten Untersuchungen von [REETZ 96; LEHMANN 97; ANGLOHER 99] verwiesen.
SEITE 219
Bild A 5.3: Prozeßschema eines Parabolrinnenkraftwerkes mit fossiler Zufeuerung [ANGLOHER 99]
Tabelle A 5.6: Einzelwirkungsgrade des Solarthermiekraftwerkes ([GABI 99/2])
Solarthermie heute
Solarthermie 2010
η Adsorber η Eigenbedarf η Kollektor η Temp.η Turbine
[%]
[%]
[%]
erhaltg. [%]
[%]
85
95
51
80
0,375
95
95
51
85
0,375
A 5.3.6 Hochspannungs-Gleichstrom-Übertragung (HGÜ)
Die Hochspannungs-Gleichstrom-Übertragung (HGÜ) dient zum Transport großer Mengen
elektrischer Energie von den Stromerzeugungsländern Nordafrika und Norwegen nach
Deutschland. Die HGÜ ist bei großen Transportentfernungen der Drehstrom-HochspannungsÜbertragung aus wirtschaftlicher und technischer Sicht überlegen. Der technische Vorteil resultiert aus der Tatsache, daß bei der HGÜ nur die Wirkleistung übertragen wird und dadurch
die Verlustleistung kleiner ist als bei Drehstromübertragung [ANGLOHER 99]. Im Rahmen dieser Bilanzierung wird die HGÜ für einen Stromtransport von Nordafrika und Norwegen nach
Deutschland herangezogen.
Der als Drehstrom im Kraftwerk erzeugte Strom wird in einem Transformator auf 750 kV
Gleichstrom transformiert und gleichgerichtet (η 99,3 %). Über 1200 (Nordafrika) bzw. 800
km (Norwegen) erfolgt der Stromtransport via HGÜ-Freileitung (5 % Leitungsver-
SEITE 220
lust/1000 km). Zur Überquerung des Meeres wird der Strom in einer Gleichrichterstation auf
500 kV umgerichtet (η 99,5 %) und 200 km über ein unipolares HGÜ-Seekabel (3,3 % Leitungsverlust/1000 km) geführt. Danach wird der Strom wiederum auf 750 kV umgerichtet und
über 2100 (Nordafrika) bzw. 300 km (Norwegen) HGÜ-Freileitung nach Deutschland weitergeleitet und schließlich in einem Trafo auf netzübliche 380 kV Drehstrom-Hochspannung
transformiert und umgerichtet [GABI 99/2]. Die Prozeßdaten des IKP beziehen sich hierbei auf
[LANGNISS 94; HÄUSLER 99 und KANNGIESSER 99]. Der Gesamtwirkungsgrad des HGÜTransports aus Nordafrika bzw. Norwegen nach Deutschland beträgt 82,8 bzw. 91,9 %.
A 5.3.7 Wasserelektrolyse (inkl. Verdichtung)
Bei dem Prozeß der Wasserelektrolyse wird Wasser unter Zufuhr elektrischer Energie in seine
Bestandteile Wasserstoff (an der Kathode) und Sauerstoff (an der Anode) zerlegt. Derzeit am
Markt verfügbare Elektrolyseure der Fa. Norsk Hydro weisen Leistungen von bis zu 2 MW auf
[ANGLOHER 99]. Für die Abbildung der heutigen Elektrolysentechnik dient ein alkalischer Niederdruckelekrolyseur mit einem elektrischen Wirkungsgrad von 66,5 %. Der Wasserstoffausgangsdruck beträgt hierbei 2 bis 5 bar. Großtechnische Wasserstoffverflüssigungsanlagen arbeiten jedoch mit einem GH2-Eingangsdruck von 20 bis 23 bar. Der über die Niederdruckelektrolyse gewonnene Wasserstoff wird daher anschließend einem elektrisch betriebenen Verdichter mit einem elektrischen Wirkungsgrad von 60 % zugeführt. Stoffliche Verluste treten
weder bei der Elektrolyse noch im Verdichter auf. Im Jahr 2010 erfolgt die Wasserstoffgewinnung über eine alkalische Hochdruckelektrolyse mit einem Wirkungsgrad von 69 %. Deshalb
kann die mit Verlusten behaftete Zwischenverdichtung im Jahr 2010 entfallen. Neben elektrischem Strom als Energielieferant werden zur Aufrechterhaltung des Elektrolyseprozesses Kalium- und Natriumhydroxid sowie Schwefelsäure benötigt. Diesbezügliche Bereitstellungsaufwendungen werden bilanztechnisch erfaßt [GABI 99/2]. Die erhobenen Daten des IKP beziehen
sich ursprünglich auf [ZITTEL 96 und ULLMANN 97]. Weitere, sehr ausführliche Beschreibungen
der Elektrolysetechnik sind in [ANGLOHER 99 und WAGNER 96] zu finden.
A 5.3.8 Wasserstoffverflüssiger
Der bilanzierte Verflüssigungsprozeß basiert auf der bewährten Joule-Thompson-WasserstoffVerflüssigungstechnik (Leistung von Großverflüssigern 4 - 26 MW el). Der Verflüssiger arbeitet
SEITE 221
nach dem Prinzip der Druckverflüssigung (Eintrittsdruck ca. 20 - 23 bar). In der ersten Stufe
wird Wasserstoff mittels flüssigem Stickstoff vorgekühlt. Insgesamt durchläuft der Wasserstoff
6 Wärmetauscherstufen. Anschließend findet über eine Entspannung des Gases in einem JouleThompson-Ventil eine weitere Abkühlung auf -253 °C statt. Der elektrische Wirkungsgrad des
H2-Verflüssigers wird heute mit 68,1 und zukünftig mit 72,9 % angesetzt. Die durch Diffusion
und Leckage verursachten stofflichen Verluste betragen heute wie auch zukünftig 4,3 Gew.-%
[GABI 99/2]. Die IKP-Daten beziehen sich originär auf [ZITTEL 96 und SEYD 98].
A 5.3.9 LH2-Hochseetanker
Der maritime Transport des flüssigen Wasserstoffs ist auf einem 15 000 m³ (210 t) LH2 fassenden Hochseetanker vorgesehen. Der Antrieb erfolgt im heutigen Szenario über 2 * 5290 kW 4Takt-Dieselmotoren mit einem mittleren Wirkungsgrad von 50 % und im zukünftigen Szenario
über Niedertemperatur-Brennstoffzellen mit der selben Leistung und einem Wirkungsgrad von
60 %. Die durchschnittliche Geschwindigkeit des Schiffs beträgt ca. 18 Knoten. Die nur beim
Antrieb mit Dieselmotoren entstehenden Emissionen sind nach Emissionsfaktoren der Llyod
Werft berechnet und sind in Tabelle A 5.7 dargestellt. Neben dem hier aufgezeigten zukünftigen Brennstoffzellen-Antriebsszenario weisen, sowohl unter Leistungs- und Verbrauchs- als
auch unter Emissionsaspekten, zukünftig auch direkteinspritzende Wasserstoffdieselmotoren
vielversprechende Perspektiven für einen Einsatz in LH2-Hochseetankern auf [VOGEL 99].
Eine Besonderheit bei diesem Transportkonzept liegt darin, daß das LH2 nicht wie beim LNGHochseetransport von den hafenseitigen Speichern in die Schiffsspeicher gepumpt wird, sondern daß vielmehr die Speichertanks so konzipiert sind, daß sie vom Hafen auf den Hochseetanker verladen werden können [ANGLOHER 99; KRAPP 94]. Der 15 000 m³-Hochseetanker faßt
insgesamt 5 dieser sogenannten Barge-Behälter. Bei der Befüllung der LH2-Speicher sowie
beim Verladen der Tanks (Hafenliegezeit 1 Tag) wird in Anlehnung an [ANGLOHER 99] davon
ausgegangen, daß keine stofflichen Verluste auftreten. Die theoretischen Boil-Off-Verluste der
vakuumsuperisolierten Barge-Behälter betragen 0,15 %/d und werden im heutigen Szenario
über einen Druckanstieg abgefangen.
Im zukünftigen Szenario wird der Boil-Off zur Versorgung der Brennstoffzelle genutzt. Der
darüber hinaus benötigte Wasserstoff wird aus den Barge-Behältern entnommen. Zur Beibe-
SEITE 222
haltung der Tanktemperatur erfolgt die Rückfahrt mit 5 % Ladung [GABI 99/2]. Die für die
Bilanzierung verwendeten Prozeßdaten beziehen sich auf [SPECHT 98; EQHHPP 96; ZITTEL 96
und LLOYD 91]. Weitere Ausführungen zum Barge-Carrier-Konzept sind in [ANGLOHER 99 und
KRAPP 94] zu finden. Alternativ hierzu wird der großtechnische LH2-Transport in einem sogenannten SWATH-Carrier (Small Waterplane Area Twin Hull) diskutiert. Dieses Schiffskonzept
kann 115 000 m³ LH2 in 5 kugelförmigen Kryotanks fassen und bietet sich aufgrund seines
weitaus höheren Fassungsvermögens als sehr langfristige Option (ab ca. 2025) eines maritimen
Wasserstofftransportes an [ANGLOHER 99; KRAPP 94].
Tabelle A 5.7: Emissionen des LH2-Hochseetankers bei Dieselantrieb ([GABI 99/2], nach [LLOYD 91])
LH2-Hochseetanker heute (Dieselantrieb)
CO2
3165
CO
9
NOx
95
HC
2,5
SO2
60
A 5.3.10 LH2-Tanklastzug
Der inländische LH2-Transport zu den Tankstellen erfolgt in einem LH2-Tanklastzug mit einer
Nutzlast von 26 t entsprechend 35 m³ bzw. 2,5 t LH2 [GABI 99/2]. Im heutigen Szenario wird
der Tanklastzug über einen Dieselmotor mit einem mittleren Wirkungsgrad von 37 % angetrieben. Im zukünftigen Szenario wird ein Antrieb über eine Niedertemperatur-Brennstoffzelle mit
einem Wirkungsgrad von 38 % unterstellt. Die theoretische Boil-Off-Rate des vakuumsuperisolierten Tanks wird in Anlehnung an [ANGLOHER 99] mit 0,3 %/d bezogen auf die Flüssigkeitsmenge des vollen Tanks veranschlagt. Im heutigen Szenario wird der verdampfende H2
über einen Druckanstieg kompensiert, so daß keine stofflichen H2-Verluste während des Transports entstehen. Zukünftig wird der Boil-Off zur Versorgung der Brennstoffzelle genutzt. Der
darüber hinaus benötigte Wasserstoff wird wiederum aus den LH2-Tanks entnommen. Die
Rückfahrt erfolgt mit einer Restmenge von 5 % LH2 zur Wahrung der kryogenen Tanktemperatur. Weder bei der Betankung des Lkws direkt aus den Speichertanks noch bei der Betankung
der Tankstelle treten nach [ANGLOHER 99] infolge optimierter Befüllungsvorgänge stoffliche
Verluste auf. Der Kraftstoffverbrauch des Lkw wurde auf Basis des vom IKP bilanzierten
Standard-Lkw berechnet. Die nur im heutigen Szenario bei Dieselantrieb anfallenden Emissionen sind nach Emissionsfaktoren des Umweltbundesamtes berechnet [UBA 95/2] und sind mit
den in Tabelle A 5.3 aufgeführten Emissionen des dieselbetriebenen LNG-Lkw identisch.
SEITE 223
A 5.3.11 LH2-Tankstelle
Im Mai 1999 wurde die erste öffentliche Wasserstofftankstelle der Welt am Flughafen in München eröffnet. Neben der bayerischen Staatsregierung waren an diesem Projekt maßgeblich die
Firmen Aral, BMW, Linde, MAN, Mannesmann, Siemens beteiligt. Die Betankung der LH2Automobile erfolgt an dieser Tankstelle über vollautomatische Robottankanlagen (Bild A 5.4)
[BMWPD 99]. Für die Fahrzeugbetankung existieren prinzipiell 2 Möglichkeiten. Das LH2
wird entweder mittels Überdruck aus dem Vorratstank bzw. Zwischenspeicher in des Fahrzeug
gepreßt oder mittels kryogener Pumpen in den Kryotank des Fahrzeuges befördert. Die Betankungszeit konnte von mehr als 60 auf 3 min. bei heutigem Stand der Technik reduziert werden.
Stoffliche H2-Verluste treten nicht auf. Der Energiebedarf einer LH2-Tankstelle wird in Analogie zu [ANGLOHER 99] mit 0,5 % elektrischer Energie bezogen auf den Heizwert abgeschätzt.
Der hierfür benötigte Strom wird über den heutigen bzw. zukünftigen deutschen Strommix
geliefert (Strommix BRD: gheute 29,5 %; g2010 32,6 %).
Bild A 5.4: Robottankanlage zur Befüllung des Fahrzeuges mit LNG bzw. LH 2 [WURSTER 97/2]
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Chemicals, Inc. (USA), 12th International Conference & Exhibition on
Liquefied Natural Gas, Perth, Australia, 4th - 7th May 1998;
[LLOYD 91]
N.N.: „Marine Exhaust Emissions Research Programme“, Lloyd’s Register, 1991;
[LOUIS 96]
Louis, S.: „Eco-Indicator 1995“, Volvo, LCA Group, Technological
Development, Sweden, 1996;
[LOUIS 97/1]
Louis, S.: „Comparison of EPS and Eco-indicator 1995 on a case study“, EUCAR Report, Volvo, Technological Development, LCA Group,
Sweden, 1997;
[LOUIS 97/2]
Louis, S.: „EPS method“, EUCAR Report, Volvo, Technological Development, LCA Group, Sweden, 1997;
[MAIER 97]
Maier, F.; Müller, P.; Heck, E.; Langen, P.: „Erdgasmotorkonzept mit
EZEV-Potential“, Motortechnische Zeitschrift 58 (1997) 9, 9/1997;
[MAILLEFER 96]
Maillefer, C.: „Allocation of Environmental Interventions“, Life Cycle
Assessment (LCA) − quo vadis?, Birkhäuser Verlag, Basel, 1996;
[MARESKE 90]
Mareske, A.: „Energietechnik“, Taschenbuch für den Maschinenbau −
Dubbel, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, 1990;
SEITE 236
[MASAKUZO 95]
Masakuzo, K.; Koji, M.; Yashushi, K.; Kazuo, K.; Hideo, M.; Shinji,
S.; Satoshi, T.; Hidetake, T.; Yoshikazu, K.: „Flora and Vesta LNG
Carrier Construction“, 11th International Conference & Exhibition on
Liquefied Natural Gas, Birmingham, 3rd - 6th July, 1995;
[MAUCH 93]
Mauch, W.: „Kumulierter Energieaufwand für Güter und Dienstleistungen“, Dissertation am Lehrstuhl für Energiewirtschaft und Kraftwerkstechnik der TU München, 1993;
[MAUCH 96]
Mauch, W.; Schäfer, H.: „Methodik zur Ermittlung des Kumulierten
Energieaufwands“, Ganzheitliche Bilanzierung, Werkzeug zum Planen
und Wirtschaften in Kreisläufen, Springer Verlag, Berlin, 1996;
[MCKINSEY 91]
N.N.: „Integrated Substance Chain Management“, McKinsey & Company, Association of the Dutch Chemical Industry, Netherlands, 1991;
[MENNE 95]
Menne, R.; Brohmer, A. M.; Rechs, M., Adams, H.: „Zukünftige PkwAntriebskonzepte“, Motortechnische Zeitschrift 56 (1995) 3, 3/1995;
[MERTEN 95]
Merten, T.; Liedtke, C.; Schmidt-Bleek, F.: „Materialintensitätsanalysen von Grund-, Werk- und Baustoffen (1)“, Wuppertal-Papers Nr.
27, Wuppertalinstitut für Klima, Umwelt und Energie, 1995;
[METZ 00]
Metz, N.: Persönliche Mitteilung von Herrn Dr. Metz, Emissionsexperte der BMW Group, über die Kanzerogenität von Kraftfahrzeugemissionen, März 2000;
[METZ 96]
Metz, N.; Grabbe, G.: „Ozon − Ein vielschichtiges Phänomen“, BMW
Group, Abteilung Energie und Umwelt, München, Juni 1996;
[METZ 98]
Metz, N.: Persönliche Mitteilung von Herrn Dr. Metz, Emissionsexperte der BMW Group, über das Emissionsverhalten von Kraftfahrzeugen, Juni 1998;
[MEYER 99]
Meyer, O.: Persönliche Mitteilung von Hr. Meyer, Entwicklungsingenieur im Bereich alternativer Antriebe der BMW Group, 11/1999;
[MINWV 97]
N.N.: „Mineralölzahlen 1997“, Mineralölwirtschaftsverband, Hamburg,
1997;
[MOEWS 96]
Moews, D.: „Kosten- und Leistungsrechnung“, Oldenbourg Verlag,
München, 1996;
[NAGUS 94]
N.N.: „Grundsätze produktbezogener Ökobilanzen“, DIN-Mitteilung
73-1994-Nr. 3 des Normensausschusses Grundlagen des Umweltschutzes (NAGUS) vom März 1994, NAGUS-AA 3/UA 2 Nr. 29-94;
[NEUMANN 96/1]
Neumann, U.: „BMW Bauteilbilanzierung einer E38 Hinterachse“,
interner Projektbericht der BMW Group, München, 1996;
[NEUMANN 96/2]
Neumann, U.; Liedtke, C.: „Bauteil-Bilanzierung einer BMW Hinterachse“, Vergleich der BMW Bilanzierungsmethodik mit dem Ansatz
des Wuppertal Institutes, unveröffentlichter Projektabschlußbericht,
BMW Group und Wuppertal Institut, 1996;
[NEUMANN 96/3]
Neumann, U.: Methodik zur Entwicklung umweltverträglicher und
recyclingoptimierter Fahrzeugbauteile“, Dissertation am Lehrstuhl für
Konstruktionslehre, Universität-Gesamthochschule Paderborn, 1996;
SEITE 237
[NEUßER 95]
Neußer, H. J.; Hermanns, H. J.; Weinowski, R.: „Konzeptstrategien für
zukünftige verbrauchsund emissionsgünstige Ottomotoren“, 5. Aachener Kolloquium Fahrzeug- und Motorentechnik, Eurogress Aachen,
4. - 6. Oktober 1995;
[NICHOLS 96]
Nichols, P.; Hauschild, M.; Potting, J., White, P.: „Impact Assessment
of Non Toxic Pollution in Life Cycle Assessment“, Towards a Methodology for Life Cycle Impact Assessment, Part V, published by Society
of Environmental Toxicology and Chemistry − Europe, Brussels, 1996;
[NIERHAUVE 99]
Nierhauve, B.: „Neue Herausforderungen an die heutige und zukünftige
Kraftstoffversorgung des Straßenverkehrs“, Automobiltechnische Zeitschrift 101 (1999) 3, 3/1999;
[OFD 97]
N.N.: „Technische Daten Pkw-Modelle Modelljahr 1998“, BMW
Group, 9/1997;
[ÖKOINSTITUT 87]
N.N.: „Produktlinienanalyse“, Projektgruppe ökologische Wirtschaft,
Kölner Volksblattverlag, Köln, 1987;
[ÖKOINVENTARE 96] N.N.: „Ökoinventare von Energiesystemen“, ETH Zürich, 1996;
[OSTERLOH 98]
Osterloh, G.: „Benzinpreis und Ökologie“, http://archiv.berlinermorgenpost...hiv1998/980320/titel/story11.html, 20.3.1998;
[PATYK 96]
Patyk, A.; Reinhardt, G. A.: „Energie- und Stoffstrombilanzen von
Batterien für Elektrofahrzeuge“, Ganzheitliche Betrachtungen im Automobilbau, VDI-Bericht 1307, VDI-Verlag, Düsseldorf, 1996;
[PEHR 95]
Pehr, K.: „Experimentelle Untersuchungen zum Worst-Case-Verhalten
von LH2-Tanks für Pkw“, VDI Bericht 1201, VDI-Verlag, Düsseldorf,
1994;
[PEHR 96]
Pehr, K.: „Aspects of Safety and Acceptance of LH2 Tank Systems in
Passenger Cars“, International Journal of Hydrogen Energy, Vol. 21,
No. 5, pp. 387 - 395, 1996;
[PETERS 90]
Peters, S.; Serfling, K.: „Betriebliches Rechnungswesen II (Kostenund Investitionsrechnung)“, Vorlesungsscript, TU Berlin, 1990;
[PICK 98]
Pick, E.; Wagner, H.-J.: „Beitrag zum kumulierten Energieaufwand
ausgewählter Windenergiekonverter“, Ökologisch verträgliche Energiewirtschaft, Universität GH Essen, Download des Berichts über
http:/www.oeve.uni-essen.de, 1998;
[PIËCH 92]
Piëch, F.: „3 Liter/100 km im Jahr 2000“, Automobiltechnische Zeitschrift 94 (1992) 1, 1/1992;
[POHL 92]
Pohl, E.; Rödter, H.U.; Schurr, U.G.: „Recycling von KunststoffVerbundwerkstoffen“, Entwicklungen im Karosseriebau, VDI-Bericht
[POHL 96]
Pohl, C.; Roš, M.; Waldeck, B.; Dinkel, F.: „Imprecision and Uncertainty in LCA“, Life Cycle Assessment (LCA) − quo vadis?, Birkhäuser Verlag, Basel, Boston, Berlin, 1996;
[PREIS 99]
Preis, M.: Persönliche Mitteilung von Herrn Preis, Wasserstoffmotorenentwicklung BMW Group, 6/1999;
SEITE 238
[PRIEWASSER 96]
Priewasser, R.: „Ökobilanzen als Instrument des Umweltmanagements“, VEO Journal (1996) Heft 3, S. 52-60, 1996;
[PROGNOS 96]
N.N.: „Energiereport II“, Prognos AG, Stuttgart, 1996;
[PROGNOS 98]
N.N.: „Die langfristige Entwicklung der Energiemärkte im Zeichen von
Wettbewerb und Umwelt“, Basel, 1998;
[R92/21/EWG]
N.N.: „Richtlinie 92/21/EWG des Rates vom 31. März 1992“, Richtlinie 92/21/EWG über Massen und Abmessungen von Kraftfahrzeugen
der Klasse M, Amtsblatt der EG Nr. L 129, 14. Mai 1992;
[RECHS 95]
Rechs, M.; Pingen, B.; Kunde, O.: „Fahrzeug- und Motorenkonzepte
für das 3-Liter-Auto“, 5. Aachener Kolloquium Fahrzeug- und Motorentechnik, Eurogress Aachen, Oktober 1995;
[REETZ 96]
Reetz, T.; Roewer, S.; Lehmann, H., Liedtke, C.: „Ökologische Chancen und Risiken großtechnisch angelegter solarthermischer Kraftwerke“, Wuppertal Institut für Klima, Energie und Umwelt, Studie im
Auftrag der BMW Group, Dezember 1996;
[REICHE 94]
Reiche, J.: „Ökobilanzen als Orientierungshilfe, Methodischer Aufbau
− Beispiele − Belastbarkeit“, Biologisch abbaubare Kunststoffe, Umwelttechnik, Band 425, S. 161-182, Expert Verlag, Ehningen, 1994;
[REISTER 92]
Reister, D.; Strobl, W.: „Entwicklungsstand und Perspektiven des Wasserstoffautos“, Wasserstoff-Energietechnik III − Ergebnisse und Optionen, VDI-Bericht 912, VDI-Verlag, Düsseldorf, 1992;
[REITZLE 93]
Reitzle, W.: „Automobilantriebe im Spannungsfeld zwischen Mobilitätsanforderungen, Umweltschutz und Wirtschaftlichkeit“, 4. Aachener
Kolloquium Fahrzeug- und Motorentechnik, Eurogress Aachen, 5. - 7.
Oktober 1993;
[RINK 96]
Rink, C.: „Aluminium als Karosseriewerkstoff, Recycling und energetische Betrachtungen“, Dissertation an der Universität Hannover, Fakultät für Maschinenwesen, 1996;
[ROBBERSTAD 94]
Robberstad, F.: „Magnesium oder Aluminium − Ergänzung statt Wettbewerb“, Automobiltechnische Zeitschrift 96 (1994) 4, 4/1994;
[ROŠ 96]
Roš, M.: „Quantitative Modellierung von Unsicherheit in der Ökobilanz der Bierproduktion“, Beilage zum 3. Diskussionsforum Ökobilanzen vom 30.10.96, ETH Zürich, 1996;
[RUMPEL 90]
Rumpel, G; Sondershausen, H. D.: „Mechanik − Kinematik“, Taschenbuch für den Maschinenbau − Dubbel, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, 1990;
[RYDING 92]
Ryding, S.-O.: „International Experiences of Environmentally-Sound
Product Development“, Appendix I Background information on LifeCycle Assessment (LCA) as a tool for eco-design of products, Federation of Swedish Industries, Stockholm, June 1992;
[SAMBA 98]
N.N.: „List of software described on this site“, Homepage des Institutes
für Wasser- und Abfallwirtschaft der TU Wien, http://awsunix.tuwien.
ac.at/samba/liste.htm, 4/1998;
SEITE 239
[SAUR 96]
Saur, K.; Eyerer, P.: „Methodische Vorgehensweise bei Bilanzierungen“, Ganzheitliche Bilanzierung, Werkzeug zum Planen und Wirtschaften in Kreisläufen, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New
York, 1996;
[SAUR 98]
Saur, K.: „Beitrag zur Bewertung der Ganzheitlichen Bilanzierung als
Grundlage der Bauteilentwicklung“, Dissertation am Institut für Kunststoffprüfung und Kunststoffkunde der Universität Stuttgart, 1998;
[SCHAAF 99]
Schaaf, A.: „Marktorientiertes Entwicklungsmanagement in der Automobilindustrie“, Deutscher Universitäts-Verlag, Wiesbaden, 1999;
[SCHÄFER 93]
Schäfer, F.; Basshuysen, R. van: „Schadstoffreduzierung und Kraftstoffverbrauch von Pkw-Verbrennungsmotoren“, Springer Verlag,
Wien, New York, 1993;
[SCHÄPER 96]
Schäper, S.; Leitermann, W.: „Energie-, Emissions- und Wirkbilanzen
von Pkw in aluminium-intensiver und in konventioneller Bauweise
sowie Optimierung eines Space-Frame-Karosserie-Konzeptes durch
Variation der wesentlichen Fertigungsparameter mittels ganzheitlicher
Bilanzierung“, Ganzheitliche Betrachtungen im Automobilbau, VDIBericht 1307, VDI-Verlag, Düsseldorf, 1996;
[SCHÄPER 97/1]
Schäper, S.: „Aluminium-Technologie im Karosseriebau − Audi Space
Frame ASF“, Entwicklungsmethodik Umwelt, Passive Sicherheit, Audi AG, Ingolstadt, 1997;
[SCHÄPER 97/2]
Schäper, S.: „Recycling of Aluminium Intensive Cars: The Audi A8“,
International Conference on Car Recycling and Recovery, Oct. 1997;
[SCHINDLER 97]
Schindler, V.: „Kraftstoffe für morgen“, Eine Analyse von Zusammenhängen und Handlungsoptionen“, Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg,
New York, 1997;
[SCHMIDT-BLEEK 95] Schmidt-Bleek, F.; Liedtke, C.: „Umweltpolitische Stichworte“, Wuppertal-Papers Nr. 30, Wuppertalinstitut für Klima, Umwelt und Energie, 1995;
[SCHMIDT-BLEEK 96] Schmidt-Bleek, F. et al.: „MAIA − Einführung in die Materialintensitäts-Analyse nach dem MIPS-Konzept“, Wuppertalinstitut für Klima,
Umwelt und Energie, 1996;
[SCHÖCH 97]
Schöch, H.: „Entwurf und prototypische Realisation eines integriert
ökonomisch-ökologischen Planungs- und Entscheidungswerkzeuges“,
Diplomarbeit, Wirtschaftswissenschaftliche Fakultät, Eberhard-KarlsUniversität Tübingen, Mai 1997;
[SCHUCKERT 96/1]
Schuckert, M.; Eyerer, P.: „Methodik zur Ganzheitlichen Bilanzierung
von Verfahren, Bauteilen und Systemen“, Ganzheitliche Bilanzierung,
Werkzeug zum Planen und Wirtschaften in Kreisläufen, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, 1996;
[SCHUCKERT 96/2]
Schuckert, M.: „Ganzheitliche Bilanzierung − vom Bauteil zum System
am Beispiel von Verkehrsträgern“, Dissertation am Institut für Kunststoffprüfung und Kunststoffkunde der Universität Stuttgart, 1996;
SEITE 240
[SCHUEERS 99]
Schueers, A.: Persönliche Mitteilung von Herrn Dr. Schueers, Leiter
der Wasserstoffmotorenentwicklung der BMW Group, 6/1999;
[SCHWEIMER 96]
Schweimer, G. W.; Schuckert, M.: „Sachbilanz eines Golf“, Ganzheitliche Betrachtungen im Automobilbau, VDI-Bericht 1307, VDI-Verlag,
Düsseldorf, 1996;
[SCHWEIMER 97]
Schweimer, G. W.; Schmücker, T.: „Umweltbilanzen − Vergleich
kommerzieller Softwarepakete“, Forschungsbericht Nr. K-EFV 9701
V/5 der Volkswagen AG, 6/1997;
[SEEBACH 96]
Seebach, A.: „Betriebswirtschaftliche Systemanalyse des FahrzeugRecyclings in der Bundesrepublik Deutschland“, Schriften zur Unternehmensplanung, Band 42, Europäischer Verlag der Wissenschaften,
Frankfurt, 1996;
[SEIFFERT 95/1]
Seiffert, U.: „Anforderungen an das Automobil zur Jahrtausendwende“,
AVL-Tagung „Motor und Umwelt“, Graz, 24.8 & 25.8 1995;
[SEIFFERT 95/2]
Seiffert, U.: „Tendenzen in der Weiterentwicklung von Personenkraftwagen“, 5. Aachener Kolloquium Fahrzeug- und Motorentechnik, Eurogress Aachen, 4. Bis 6. Oktober 1995;
[SEYD 98]
Seyd, M. et al.: „An economic Analysis of three Hydrogen Liquefaction
Systems“, International Journal of Hydrogen, pp. 565 - 576, 1998;
[SHELL 99]
N.N.: „Kraftstoffpreise in Deutschland − Jahresstatistiken“, http://
www.deutsche-shell.de/weltoe/b_jahr.htm, 1999;
[SHIBAIKE 99]
Shibaike, N.; Asano, T.: „A Design Method for Recycle Optimisation“,
International Conference on Engineering Design, ICED 99, August 2426, Munich, 1999;
[SIPILÄ 96]
Sipilä, A.; Gustafsson, J.; Sole, G. H.: „Design and Construction of a
new Type 135 000 m³ LNG Carrier for Abu Dhabi National Oil Company“, 17th International LNG/LPG Conference & Exhibition, Austria
Center, Vienna, 3rd - 6th December, 1996;
[SOEMANTRI 95]
Soemantri, H.; Untung, N.: „LNG Plant Design − A Wish List from an
operating Company Point of View“, PT Arun NGL Co.; 11th International Conference & Exhibition on Liquefied Natural Gas, Birmingham, 3rd - 6th July, 1995;
[SPECHT 98]
Specht, M.: „Comparison of renewable transportation fuels (LH2, MeOH) with gasoline“, International Journal of Hydrogen, 1998;
[STAHLMANN 94]
Stahlmann, V.: „Zur Bewertung von ökologischen Wirkungen des Unternehmens“, Umweltwirtschaftsforum (UWF), Band 2 (1994) Heft 7,
S. 7-17, 1994;
[STATICELAND 98]
N.N.: „Iceland in figueres“, Statistics Iceland, Reykjavik, 1998;
[STEEN 92]
Steen, B.; Ryding, S.-O.: „The EPS Enviro-Accounting method“, IVLReport B 1080, Institutet för Vatten- och Luftvardsforskning, Göteborg, 1992;
[STEGER 96]
Steger, J.: „Kosten- und Leistungsrechnung“, Oldenbourg Verlag,
München, 1996;
SEITE 241
[STEPHAN 90]
Stephan, K.: „Thermodynamik“, Taschenbuch für den Maschinenbau −
Dubbel, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, 1990;
[STROBEL 97]
Strobel, H.; Braess, H.-H.: „Der Kraftstoffpreis: Eine verkehrspolitische Einflußgröße? − Ein regelungstheoretischer Zugang zur
Analyse verkehrlicher Chancen und wirtschaftlicher Risiken“, Automobiltechnische Zeitschrift 99 (1997) 2, 2/1997;
[STROBL 95]
Strobl, W.; Heck, E.: „Wasserstoffantrieb und mögliche Zwischenschritte“, Wasserstoff-Energietechnik IV, VDI-Bericht 1201, VDIVerlag, Düsseldorf, 1995;
[STROBL 97]
Strobl, W.; Fröchtenicht, R.: „Über Erdgas zum Wasserstoff, ein möglicher Ansatz zur Einführung der saubersten Kraftstoffe“, Fuels, 1st
International Colloquium, January 1997;
[STÜTZINGER 96]
Stützinger, C.: „Methodische Übertragung von Kraftstoffverbrauchsmessungen aus der Fahrzeugerprobung auf den Fahrzeugrollenprüfstand“, Diplomarbeit in Kooperation mit der BMW Group, Technische
Universität München, Lehrstuhl für Verbrennungsmaschinen und
Kraftfahrzeuge, Juli 1996;
[STVZO 98]
N.N.: „Einführungserlaß zum Vollzug des § 27 a der Straßenverkehrszulassungsordnung (StVZO)“, Bayerisches Staatsministerium für Wirtschaft, Verkehr und Technologie, München, 1998;
[TEAM 98]
N.N.: „Introduction to TEAMTM“, User’s Manual for the Software
TEAM 2.5, Ecobilan, 1998;
[TELTSCHIK 98]
Teltschik, H.: „Kyoto verlangt gemeinsame Anstrengungen der Automobilwirtschaft und der Mineralölindustrie“, BMW Politik-Brief, 11.
Ausgabe, Juni 1998;
[TELTSCHIK 99]
Teltschik, H.: „Wirtschaft und Agenda 21“, BMW Politik-Brief, 15.
Ausgabe, April 1999;
[TEUFEL 95]
Teufel, D.; Bauer, P.; Lippold, R.; Braunfeld, S.; Schmitt, K.: „ÖkoBilanzen von Fahrzeugen“, Umwelt- und Prognose-Institut Heidelberg,
UPI-Bericht Nr. 25, 4. Auflage, S. 30, Heidelberg, 1995;
[THALMANN 94]
Thalmann, W. R.: „Umwelt- und Recyclingorientierung im Entwicklungs- und Konstruktionsprozeß − Produkt-Ökobilanzen“, Umweltund recyclinggerechte Produktentwicklung, Band 1, Teil 4, WEKA
Fachverlag für technische Führungskräfte GmbH, Augsburg, 1994;
[TIMM 92]
Timm, H.; Reiter, K.: „Karosseriekonzepte in Aluminium und deren
Auswirkungen“, Entwicklungen im Karosseriebau, VDI-Bericht 968,
[TSUTSUMI 98]
Tsutsumi, N.; Takahashi, K.; Igarashi, T.; Ohyama, M.; Saitoh, Y.;
Kaku, I.; Nakamura, M.: „Assessment of the 15-Year Service of the
LNG Carrier Bishu Maru“, Kawasaki Heavy Industries Ltd. Japan, 12th
International Conference & Exhibition on Liquefied Natural Gas,
Perth, Australia, 4th - 7th May 1998;
[TÜV 98]
N.N.: „Energieträger Wasserstoff“, Zukunftstechnologien für die Praxis, TÜV Bayern, Verlag TÜV Bayern Sachsen, 1998;
SEITE 242
[UBA 93]
N.N.: „Ökobilanzen“, Jahresbericht 1993 des Umweltbundesamtes,
S. 132-135, Berlin, 1993;
[UBA 94]
N.N.: „Ökobilanzen“, Jahresbericht 1994 des Umweltbundesamtes,
S. 285-288, Berlin, 1994;
[UBA 95/1]
N.N.: „Emissionsfaktoren für den Bereich Stromerzeugung“, Umweltbundesamt, Berlin, 1995;
[UBA 95/2]
N.N.: „Abgas-Emissionsfaktoren von Nutzfahrzeugen in der BRD“,
Umweltbundesamt, UFO-Plan-Nr. 10405151/02, Berlin, 1995;
[ULLMANN 97]
N.N.: „Ullmann’s Encyclopedia of Industrial Chemistry“, 5th Edition,
Weinheim, 1997;
[UNIPEDE 97]
N.N.: „Statistical Panorama 1997“, UNIPEDE, Paris, 1997;
[VAW 97]
Patt: Persönliche Mitteilung von der VAW Aluminium AG über gemittelte Preise (Jahre 1994 bis 1997) der Aluminiumlegierungen
Al Mg 3,5 Mn bzw. Al Mg 4,5 Mn;
[VDEW 98/1]
N.N.: „Strommarkt Deutschland“, VDEW, Frankfurt, 1998;
[VDEW 98/2]
N.N.: „Emissionsentwicklung bei EVU-Kraftwerken“, VDEW, Frankfurt, 1998;
[VDI 93]
N.N.: „Konstruieren recyclinggerechter technischer Produkte“, VDIRichtlinie 2243, VDI-Verlag, Düsseldorf, 1993;
[VDI4600 97]
N.N.: „Kumulierter Energieaufwand − Begriffe, Definitionen, Berechnungsmethoden“, VDI-Richtlinie 4600, VDI München, Juni 1997;
[VDI4600 98]
N.N.: „Kumulierter Energieaufwand − Beispiele“, Kumulierter Energieaufwand nach VDI 4600, Workshop zur Herausgabe von Blatt 1 −
Beispiele, VDI-Haus, Düsseldorf, 13.5.1998;
[VERNE 99]
Verne, J.: „Die geheimnisvolle Insel (The Mysterious Island)“, Erstausgabe 1874, Arena-Verlag, Würzburg, 1999“
[VIZ 92]
N.N.: „Verkehr in Zahlen 1991“, Verkehrsentwicklung 1950 - 1990,
Bundesministerium für Verkehr, Berliner Buchdruckerei Union, 1991;
[VIZ 99]
N.N.: „Verkehr in Zahlen 1999“, Bundesministerium für Verkehr, Bauund Wohnungswesen, Deutscher Verkehrs-Verlag, Hamburg, 1999;
[VOGEL 99]
Vogel, C.: „Wasserstoff-Dieselmotor mit Direkteinspritzung, hoher
Leistungsdichte und geringer Abgasemission“, Teil 1, Motortechnische
Zeitschrift 60 (1999) 10, 10/1999;
[WAGNER 96]
Wagner, U.; Geiger, B.; Reiner, K.: „Untersuchung von Prozeßketten
einer Wasserstoff-Energiewirtschaft“, LfE Schriftenreihe, Heft 34,
Lehrstuhl für Energiewirtschaft und Kraftwerkstechnik, Technische
Universität München, 1996;
[WEBER 90]
Weber, R.: „Kraftfahrzeugtechnik“, Taschenbuch für den Maschinenbau − Dubbel, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, 1990;
[WEC 95]
N.N.: „International Energy Data“, WEC, London, 1995;
SEITE 243
[WECKENMANN 98]
Weckenmann, A.; Schwan, A.: „Fuzzygestütztes Bewertungsmodell zur
Entwicklung umweltverträglicher Produkte und Prozesse bei unsicheren Eingangsinformationen“, Markt- und Kostenvorteile durch Entwicklung umweltverträglicher Produkte, VDI-Bericht 1400, VDIVerlag, Düsseldorf, 1998;
[WEINDORF 99]
Weindorf, W.: Persönliche Mitteilung von Herrn Weindorf, LudwigBölkow-Systemtechnik GmbH, 11/1999;
[WEISSERMEHL 98]
Weissermehl, K.; Arpe, H. J.: „Industrielle Organische Chemie“, 5.
Auflage, Weinheim, 1998;
[WERNER 97]
Werner, M.: „Kraftstoffverbrauchsmessungen − Genauer als das Gesetz
erlaubt“, Automobiltechnische Zeitschrift 99 (1997) 2, 2/1997;
[WILL 96]
Will, H.: „Produkt-Ökobilanzen am Fallbeispiel der AutomobilLackierung unter besonderer Berücksichtigung der Wirkungsabschätzung“, Dissertation am Lehrstuhl für Ökologische Chemie und Umweltanalytik der Technischen Universität München, 1996;
[WILLENBERG 96]
Willenberg, B.: „Physikalische und chemische Aufbereitungsverfahren
für Kunststoffe“, Recycling-Handbuch, Strategien − Technologie −
Produkte, VDI-Verlag, Düsseldorf, 1996;
[WINSEMIUS 92]
Winsemius, P.; Hahn, W.: „Environmental Option Assessment“, McKinsey & Company, Netherlands, July 1992;
[WMO/UNEP 95]
N.N.: „Scientific Assessment of Ozone Depletion“. World Meteorological Organization (WMO), United Nations Environment Programme
(UNEP), WMO Global Ozone Research and Monitoring Project, Report No. 37, Geneva, 1995, published on http://www.al.noaa.gov/
WWWHD/pubdocs/Assessment94/executive-summary.html#A, 1996;
[WOLF 99]
Wolf, J.: Persönliche Mitteilung von Fr. Dr. Wolf, Referentin für Technik- und Verkehrspolitik der BMW Group, 6/1999;
[WOMACK 93]
Womack, J. P.; Jones, D. T.; Roos, D.; Sammons, D.: „La Macchina
che ha cambiato il Mondo“, Rizzoli Libri, Milano, 1993;
[WOODSIDE 98]
N.N.: „Additional North West Shelf Gas Venture Liquefied Natural
Gas (LNG Facilities) project“, Document No. L0000RH003 Rev A
1998, Woodside Energy Limited, Public Environmental Review,
http://www.woodside.com.au/, 1998;
[WURSTER 97/1]
Wurster, R.: „Wasserstoffspeicher und Brennstoffzellensysteme für
dezentralen stationären und mobilen Einsatz“, Ludwig-BölkowSystemtechnik GmbH, Ottobrunn, September 1997, http://www.Hy
Web.de/Wissen/wasserst.htm, 1997;
[WURSTER 97/2]
Wurster, R.: „Wasserstoff-Forschungs- und Demonstrations-Projekte −
Gegenwärtiger Stand und Entwicklungstendenzen beim Flüssigwasserstoff“, VDI-Tagung „Kryotechnik“, 26.-28. Februar 1997 in Karlsruhe,
VDI Düsseldorf, http://www.HyWeb.de/Wissen/Vdi-cryo.htm, 1997;
[ZITTEL 96]
Zittel, W.; Wurster, R.: „Der Energieberater“, Handbuch für rationelle
und umweltfreundliche Energienutzung, Deut. Wirtschaftsdienst, 1996;
ABKÜRZUNGS- UND FORMELZEICHENVERZEICHNIS
SEITE 244
& Kraftstoff
m
Kraftstoffmassenstrom
AM
Massenverteilter Anteil
µ
ρ
Wellenlänge
Luftdichte
AP
APME
α
η
σ
∆E
ηe
Steigungswinkel
Wirkungsgrad
Standardabweichung
Syntheseenergie
Effektiver Motorwirkungsgrad
AQG
ARk; jährlich
AS
B
be
βk
Ökologische Inputs- und Outputs BMW
(Umweltlasten)
Anzahl H+- (AP) bzw. N+- und
BSB
+
P -Ionen (EP)
Kraftstoffdichte
BUS
Association of Plastics Manufacturers in Europe
Air Quality Guidelines
Jährliche Ressourcenabbaurate
Altschrott
Kontrollmatrix
Effektiver spezifischer Kraftstoffverbrauch
Bayerische Motorenwerke
νk
ρKraftstoff
ηmech.TS
BUWAL
A
A
AA
Mechanischer Wirkungsgrad des
Triebstranges
Mittlerer Antriebswirkungsgrad
im NEFZ
Qualitätsänderung
Qualitätsänderung durch Aufkonzentration des Legierungselementes i
Systemmatrix
Stirnfläche des Fahrzeugs
Arbeitsausschuß
AA
Aluminium Association
CML
ACEA
Association des Constructeurs
Européens d’Automobiles
Acceptable Daily Intake
Aquatic Ecotoxicity Potential
CO
ηNEFZ
∆Q
∆Qi
ADI
AETP
AH
Ai
ak
Al
Heizwertverteilter Anteil
Anteil des Legierungselementes i
an Rezyklat-Legierungsmenge
WärmestrahlungAbsorptionskoeffizient
Aluminium
BZ
Biologischer Sauerstoffbedarf
Bundesamt für Umweltschutz
Schweiz
Bundesamt für Umwelt, Wald
und Landschaft (Schweiz)
Brennstoffzelle
C
C
Ergebnismatrix
Kraftstoffminderverbrauchskoeffizient
CAD
ck
cm
Computer Aided Design
Konzentration der Substanz k
Massenkoeffizient (prozentuale
Gewichtsverringerung)
Zentrum der Umweltwissenschaften Universität Leiden
Kohlenmonoxid
Cr
CSD
Kohlendioxid
Prozentuale jährliche Veränderung
Chrom
Chemischer Sauerstoffbedarf
Cu
Kupfer
cW
Luftwiderstandsbeiwert
CO2
cp.a.
cv
D
d
DC
DC
DDI
DIN
dv/dt
EA
ECU
EEi
EEV
ELU
Verbrauchskoeffizient (prozent.
Verbrauchsverringerung)
Durchgriffsmatrix
Tag
DaimlerChrysler
Downcycling
Diesel Direct Injection
Deutsches Institut für Normung
Fahrzeugbeschleunigung
Energieaufwand
European Currency Unit
Endenergie
Enhanced Environmentally Vehicle
Environmental Load Unit
Eidgenössische Materialprüfanstalt St. Gallen
Saldo der Energiebilanz
Eout
EP
United States Environmental
EPA
Protection Agency
Environmental Priority Strategy
EPS
EQHHPP Euro-Québec Hydro-Hydrogen
Pilot Project
Spezifischer Energieinhalt des
ER
Rohstoffs
Europäische Union
EU
EMPA
SEITE 245
Fk
Kritischer Fluß
FL
FR
fR(v)
FS
g
g
g
GDI
Gew.-%
GH2
GK
Luftwiderstand
Rollwiderstand
Rollwiderstandsbeiwert
Steigungswiderstand
Gramm
Bereitstellungswirkungsgrad
Erdbeschleunigung
Gasoline Direct Injection
Gewichtsprozent
Gaseous Hydrogen (bei t0, p0)
Grenzkosten
GKi
Gl.
Grenzkonzentration des Legierungselementes i
Gleichung
GuD
gUK
GWP
Gas- und Dampf
Wichtung Umweltkategorie
h
HA
Stunde
Hinterachse
HC
Kohlenwasserstoffe
HGÜ
Ho
HTP
Human Toxicity Potential
F
FB
FB
European Council for Automotive Research & Development
Spezifischer Energieinhalt des
Werkstoffs
Aktueller Fluß
Forschungsbericht
Beschleunigungswiderstand
Hochspannungs-GleichstromÜbertragung
Oberer Heizwert (Brennwert)
Hu
i
i
Fbed
Bedarfskraft an den Rädern
IKP
FCKW
Fluor-Chlor-Kohlen-Wasserstoff
IPCC
FE
Fe
Funktionale Einheit
Eisen
IR
ISCM
Unterer Heizwert
Legierungselement
Übersetzung (Index: Differential
bzw. Hinterachse)
Institut für Kunststoffprüfung der
Universität Stuttgart
Intergovernmental Panel on Climate Change
Infrarot
Integrated Substance Chain Management
EUCAR
EW
KP
KW
KW
International Standards Organisation
Joul
Massenträgheitsmoment (Index:
reduziert, Rad, Achse, Getriebe,
Motor)
kilo
Kalkulatorische Kosten
Konzentration des Legierungselementes i im ersten Lebenszyklus bzw. im Primärmaterial
Konzentration des Legierungselementes i im zweiten Lebenszyklus bzw. im Sekundärmaterial /
Rezyklat
Koppelprodukt
Kohlenwasserstoff
Kapitalwert
LCA
Life Cycle Assessment
NMVOC
LCC
LH2
LL
LNG
LZ
m
Life Cycle Costing
Liquefied Hydrogen
Laufleistung
Liquefied Natural Gas
Lebenszyklus
Masse
NOx
NS
O3
ÖA
ODP
OECD
m
m
m
Mg
Meter
Primär- bzw. Hauptstoffstrom
Fahrzeugmasse inkl. Zuladung
Magnesium
ÖE
ÖG
OK
OPEC
MIPS
Materialintensität pro Serviceeinheit
Modelljahr
Molare Masse der Substanz k
Mittelklasse
Methode der kritischen Belastungsmengen
Mangan
Methode der ökologischen
Knappheiten
P
ISO
J
J
k
K
KEA
Ki(LZ 1)
Ki(LZ 2)
MJ
Mk
MK
MKB
Mn
MÖK
SEITE 246
MOS
Margin of Safety
Mout
mprimär
Saldo der Massenbilanz
Primärmaterialeinsatz
Mrd.
msek
n
N
Milliarde
Sekundärstrom
Nano
Normalisierung
n
Bauteillebensdauer
NEFZ
NEVj
nFzg.
Neuer Europäischer Fahrzyklus
Nichtenergetischer Verbrauch
Anzahl der eingesetzten Fahrzeuge
Non Methan Volatile Organic
Compound
Stickstoffoxide
Neuschrott
Ozon
Ökologischer Aufwand
Organization for Economic Cooperation and Development
Ökologischer Ertrag
Ökologische Gutschrift
Oberklasse
Organization of Petroleum Exporting Countries
Prozeß
P
p.a.
Pa
PAH
Pbed
PBenzin
Wahrscheinlichkeit (Probability)
per annum
Pascal
Polycyclic Aromatic Hydrocarbons
Bedarfsleistung
Benzinpreis
PDI
Pe
PEC
ppm
Predicted Daily Intake
Effektive Motorleistung
Predicted Environmental Concentration
Proton Exchange Membrane
Personenkilometer
Predicted No-Effect Concentration
Photochemical Ozone Creation
Potential
Parts per million
PRL
q
r
r
RA
REQ
Produktionsrücklauf
q=(1+i); i Kalkulationszinsfuß
Recyclinggrad
Rollradius (statisch; dynamisch
Ressourcenabbau
Rezyklateinsatzquote
UV
v
V
VDA
VDI
VES
RGF
rj
Rückgewinnungsfaktor
Relation j
vm
VNCI
Rk
Rn
rstat
S
SC
SEIk
SETAC
Reserven der Ressource k
Restwert
Statischer Recyclinggrad
Schwefelgehalt
Sub Commitee
Stoffgebundener Energieinhalt
Society for Environmental Toxicology and Chemistry
Silizium
VOC
VVT
VW
W
WG
WHO
WMO
Statische Ressourcen-Reichweite
Stahl
Small Waterplane Area Twin
Hull
Zeit
Zeithorizont
Technische Anleitung Siedlungsabfall
Terrestrial Ecotoxicity Potential
Fahrzeugnutzungsdauer
Bilanzierungszeitraum
x(t)
xi
y(t)
PEM
Pkm
PNEC
POCP
Si
Sk
St
SWATH
t
T
TASi
TETP
tFzg.
Tges.
SEITE 247
u(t)
UA
UBA
Eingangsgröße
Unterausschuß
Umweltbundesamt
UBI
UK
UK
Umweltbelastungsindex
Unterklasse
Umweltkategorie
Un
Umschlaghäufigkeit des n-ten
Lebenszyklus
Uniform System for the Evaluation of Substances
Ultraviolett
Fahrzeuggeschwindigkeit
Absoluter Kraftstoffverbrauch
Verband der Automobilindustrie
Verein Deutscher Ingenieure
Verkehrswirtschaftliche Energiestrategie
Massenverluste
Niederländischer Verband der
chemischen Industrie
Volatile Organic Compound
Variable Valve Timing
Volkswagen
Watt
Working Group
World Health Organization
World Meteorological Organization
Gesamtwirkungspotential der
Umweltkategorie UK
Zustand des Systems
Element i
Ausgangsgröße
USES
WPges, UK
Zn
zprimär
Zt
Zink
Zugabe an Primäraluminium
Differenz zwischen Ein- und
Auszahlungen

DepositOnce

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